CONVENIO UTE- FACULTAD DE CIENCIASlimno.fcien.edu.uy/pactuales/EUTROFIZACION-Y... · ESTADO Y...
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1 SECCION LIMNOLOGÍA FACULTAD de CIENCIAS Dpto. Ecología, Instituto de Ciencias Ambientales UNIVERSIDAD de la REPÚBLICA Iguá 4225 - Piso 9 Norte; 11400-Montevideo, Uruguay; Tel.: 598 2 525 8618 (7148); Fax: 598 2 525 8617 INFORME INTERANUAL ESTADO Y EVOLUCIÓN DE LA CALIDAD DE AGUA DE LOS TRES EMBALSES DEL RÍO NEGRO CONVENIO UTE- FACULTAD DE CIENCIAS Período Setiembre 2011 - Marzo 2015 Dr. Guillermo Chalar Dr. Daniel Fabián MSc. Mauricio González-Piana Lic. Andrea Piccardo Sección Limnología, Facultad de Ciencias, UdelaR Montevideo, Setiembre 2015
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Iguá 4225 - Piso 9 Norte; 11400-Montevideo, Uruguay; Tel.: 598 2 525 8618 (7148); Fax: 598 2 525 8617
INFORME INTERANUAL
ESTADO Y EVOLUCIÓN DE LA CALIDAD DE AGUA DE LOS TRES EMBALSES DEL RÍO NEGRO
CONVENIO UTE- FACULTAD DE CIENCIAS
Período Setiembre 2011 - Marzo 2015
Dr. Guillermo Chalar
Dr. Daniel Fabián
MSc. Mauricio González-Piana
Lic. Andrea Piccardo
Sección Limnología, Facultad de Ciencias, UdelaR Montevideo, Setiembre 2015
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INTRODUCCIÓN
El presente informe reúne los resultados físico-químicos y biológicos obtenidos en el
período comprendido entre setiembre de 2011 y marzo del 2015 en los tres embalses del
Río Negro y sus principales tributarios (Figura A). En Rincón del Bonete se hicieron 28
muestreos incluyendo muestreos extras entre 2013 y 2015, mientras que en Baygorria y
Palmar se hicieron 22 muestreos. Asimismo se presentan los resultados de los muestreos
realizados mensualmente entre julio de 2011 y marzo de 2015 en los Ríos Negro,
Tacuarembó, Salsipuedes y Yí. El presente estudio fue realizado en el marco del convenio
Facultad de Ciencias (UdelaR) - U.T.E. / Gerencia General Hidráulica.
MATERIALES Y MÉTODOS
En cada embalse (Figura A) se realizaron muestreos físico-químicos y biológicos en una
estación central (Centro) y en un brazo (Brazo). Se midieron parámetros ambientales de la
columna de agua in situ (temperatura del agua, conductividad, pH y oxígeno disuelto
mediante un multiparámetro YSI 650 realizando un perfil vertical cada 1m hasta el fondo.
Se tomaron muestras de agua sub-superficiales para la determinación de nutrientes
(nitrógeno total, fósforo total, amonio, nitrato y fósforo reactivo soluble), sólidos
suspendidos, porcentaje de materia orgánica y clorofila. La transparencia del agua se
determino mediante la profundidad del disco de Secchi con un disco de 20cm de
diámetro. Se midió la variación vertical de la luz mediante perfiles de luz (PAR, Li-cor LI-
250 4π). La determinación de las variables analizadas en las muestras de los ríos, en los
puntos preestablecidos, se realizó con las mismas técnicas descriptas anteriormente.
Las muestras de fitoplancton fueron colectadas de la zona sub superficial y de la zona del
1% de luz mediante botella Ruttner e integradas en una única muestra las que se fijaron
“in situ” con Lugol. Además se tomaron muestras mediante arrastre de red de (25 µm)
para análisis taxonómico. Los recuentos se efectuaron con microscopio invertido según la
técnica de Utermöhl (1958). Se enumeraron los organismos por campos al azar y se
contaron de acuerdo a Lund et al., (1958). Para el biovolumen se midieron células al azar
las cuales se emplearon para calcular el volumen a partir de la asociación de las células
con figuras geométricas de acuerdo a Hillebrand et al., (1999). Se determinó el
3
biovolumen (mm3.L-1) a partir de multiplicar las densidades de cada especie por el
volumen promedio de los organismos.
Figura A. Cuenca del río Negro con la ubicación de los puntos de muestreo en ríos y
embalses
Las muestras cuantitativas y cualitativas de zooplancton se obtuvieron mediante arrastres
verticales y horizontales respectivamente con una red de 30 cm de diámetro y 68 µm de
apertura de malla. Posteriormente el material fue fijado con formol al 4 % de
concentración final. En laboratorio, el conteo se efectuó en un microscopio óptico
binocular a 40 y 100 aumentos, usando una cámara Sedwick-Rafter de 5 ml. Casi todos
los ejemplares planctónicos fueron identificados a nivel específico La biomasa del
R. Tacuarembó
R. Negro R. Salsipuedes
R. Tacuarembó R. Yí
4
zooplancton se estimó como biovolumen (mm3 L-1). Para ello se obtuvo una medida de
cada organismo ajustada a una elipse de revolución cuyo diámetro mayor corresponde a
la mayor longitud entre dos puntos extremos y el diámetro menor a la mayor perpendicular
al diámetro mayor entre dos extremos opuestos mediante la expresión: V = (d2.D.π)/6.
(Gilabert, 2001), donde: V=volumen (mm3); d= diámetro menor (µm) y D=diámetro mayor
(µm) .Así, el volumen individual (mm3) multiplicado por el número total de organismos de
esa especie (org.L-1) nos da una estimación de la biomasa expresada como biovolumen
(mm3.L-1).
Toxicidad: Para los análisis de Microcistina LR, las muestras se colectaron en la estación
de muestreo Centro, en la zona sub superficial y en la zona del 1% de luz mediante
botella Ruttner e integrada en una única muestra. Las muestras de agua potable se
tomaron del sistema de agua potable que suministran las represas. Todas las muestras
fueron analizadas por HPLC en el Laboratorio Tecnológico del Uruguay.
Análisis estadísticos: Las diferencias de las variables bióticas y abióticas entre la estación
centro y brazo se testearon mediante el test de Mann-Whitney. Dado que no hubo
diferencias significativas entre las estaciones centro y brazo, los resultados presentados
corresponden al promedio de los datos de las estaciones. Los datos de clorofila a,
biomasa de fitoplancton total y cianobacterias fueron normalizados mediante la
transformación con Log10 y se correlacionaron mediante test de Pearson. Los datos no
normalizables se correlacionaron mediante test de Spearman. Las diferencias de las
variables entre los diferentes años se testearon mediante test de Kruskal & Wallis y test
de Análisis de varianza (Anova) de 1 vía. En los test estadísticos se fijó el nivel de
significación en p<0,05.
CALIDAD DE AGUA DE LOS PRINCIPALES TRIBUTARIOS A LOS EMBALSES
DEL RIO NEGRO
Caudales anuales
Durante el período abarcado en este estudio, julio 2011 a marzo 2015 fueron analizadas
41 muestras de cada río estudiado con una frecuencia aproximadamente mensual.
5
La variación temporal de los caudales en los cuatro ríos estudiados mostró un patrón
similar, con valores máximos y mínimos simultáneos aunque, el valor máximo alcanzado
en determinado evento varía según la cuenca estudiada (Figura R1).
01/0
1/20
1131
/01/
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Tiempo (dias julianos)
0
500
1000
1500
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2500
3000
Cau
dal (
m3 s
-1)
Caudal R Negr Caudal R Tacuarembo Caudal Salsipuedes Caudal R Yí Dias de muestreo
Figura R1. Variación temporal del caudal en los ríos estudiados, se indica con puntos el día de muestreo de los ríos.
Los ríos Negro y Tacuarembó mostraron un patrón de variación interanual similar,
indicando un aumento de 2011 a 2014 para descender en 2015. El Río Salsipuedes
presentó un comportamiento menos marcado, aunque los máximos y mínimos ocurrierron
en los mismos años que en los ríos Negro y Tacuarembó. El Río Yí también presentó su
máximo en 2014 y el mínimo en el año 2015. Los resultados indican que el año 2014
puede ser considerado como lluvioso en todas las cuencas y los años 2011 y 2015 (hasta
mayo), los más secos del período (Figura, R2).
No se observó correlación entre la magnitud del caudal y la composición química del
agua. Considerando todos los muestreos y todos los ríos se registró una correlación
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2011 2012 2013 2014 2015
Año
50100150200250300350400450500
Río
Neg
ro (
m3 s-1
)
2011 2012 2013 2014 2015
Año
50
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350
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Tac
uare
mbo
(m
3 s-1)
2011 2012 2013 2014 2015
Año
1520253035404550556065
Río
Sai
sipu
edes
(m
3 s-1)
2011 2012 2013 2014 2015
AÑO
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Cau
dal R
ío Y
í
Figura R2. Caudales medios anuales registrados en los ríos estudiados. El promedio del año 2015 corrresponde al período de enero a mayo. Las barras indican el intervalo de confianza al 95%.
positiva entre el material en suspensión y los nutrientes y negativa entre éstos y el
porcentage de materia orgánica y la conductividad. Si comparamos los promedios de
todos los muestreos de cada río (Figura R3), se observa que los valores mayores de
sólidos suspendidos totales (STS), se registraron en los ríos Negro (incluido el sitio
denominado Ramírez, debajo de la confluencia con el Río Tacuarembó) y Río Tacuarembó
mientras que Salsipuedes y Yí presentaron los menores valores medios. El porcentage de
materia orgánica (MO%), tuvo el comportamiento opuesto registrando los mayores valores
en Salsipuedes y Yí. El nitrógeno total (NT) y el nitrato (NO3), mostraron un patrón similar
sin diferencias entre los ríos, con máximos en Ramirez y mínimos en Salsipuedes. El
fósforo total (PT) y el fósforo reactivo soluble (PRS), presentaron un patrón similar, sin
diferencias entre los ríos Negro, Ramírez y Tacuarembó. En el Río Yí se registraron las
mayores concentraciones de PT y PRS, mientras que en el Río Salsipuedes se
observaron los menores valores de PT y PRS.
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Figura R3. Promedio de los nutrientes analizados en cada río durante el período de estudio agrupados por año de colecta. Las barras indican el intervalo de confianza al 95%.
R. NegroRamirez
R TacuarembóR. Salsipuedes
R.Yi
Rios
40
60
80
100
120
140
160
180
PT
(µg
L-1
)
R. NegroRamirez
R TacuarembóR. Salsipuedes
R.Yi05
101520253035404550
ST
S (
mg
L-1
)
R. NegroRamirez
R TacuarembóR. Salsipuedes
R.Yi15
20
25
30
35
40
45
MO
(%
)R. Negro
RamirezR Tacuarembó
R. SalsipuedesR.Yi
650
700
750
800
850
900
950
1000
1050
NT
(µg
L-1
l)
R. NegroRamirez
R TacuarembóR. Salsipuedes
R.Yi0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
NH
4 (µ
g/ L
-1)
R. NegroRamirez
R TacuarembóR. Salsipuedes
R.Yi
15
30
45
60
75
90
105
120
PR
S (
µg L
-1)
R. NegroRamirez
R TacuarembóR. Salsipuedes
R.Yi
125
150
175
200
225
NO
3 (µ
g L-1
l)
8
Carga de sólidos suspendidos y nutrientes de las cuencas de estudio
A partir del promedio de los caudales diarios del período julio 2011 - marzo 2015 y los
promedios de cada variable analizada en cada muestreo (n=41), se estimó la carga
proveniente de cada cuenca tributaria al embalse respectivo (Tabla 1). Las cuatro cuencas
estudiadas mostraron coeficientes de exportación similares. No obstante se destaca el Río
Salsipuedes que presentó un alto porcentaje de materia orgánica y máximos valores de
los coeficientes de exportación de NT y NO3. Respecto a la exportación de PT y PRS las
cuatro cuencas mostraron valores similares. Estos resultados llaman la atención ya que el
Río Salsipuedes registró los mínimos valores de concentración de todos los nutrientes.
Esto se explicaría por el alto caudal específico de esta cuenca que es aproximadamente
el doble que el caudal específico de las otras tres cuencas. Lo contrario ocurrió en la
cuenca del Río Yí, que a pesar de tener los máximos valores de concentración posee un
menor caudal específico que las demás cuencas.
Tabla 1. Caudal medio, caudal específico, coeficientes de exportación de sólidos suspendidos (SST), porcentaje de materia orgánica del total de sólidos suspendidos y coeficientes de exportación de nutrientes del período de estudio, julio 2011 - marzo 2015.
Variable Río Negro Río Tacuarembó Río Salsipuedes Río Yí Caudal (m3s-1) 243,8 236,5 42,8 152,0 Área (km2) 19000 16000 1500* 12600 Caudal específico(m3 s-1 km-2) 0,013 0,015 0,029 0,012 STS (g m-2 año-1) 10,9 16,1 16,0 8,6 MO (%) 9,7 11,0 33,6 11,0 NO3 (mg m-2 año-1) 66,3 72,2 176,5 75,9 NH4 (mg m-2 año-1) 25,8 18,9 21,7 17,5 NT (mg m-2 año-1) 343,4 410,4 686,7 322,1 PRS (mg m-2 año-1) 33,0 30,5 28,8 38,1 PT (mg m-2 año-1) 53,2 60,6 61,6 57,8 *El área de la cuenca del Río Salsipuedes fue estimada por los autores de este informe en el Google Earth, por lo cual es aproximada.
9
RESULTADOS FÍSICO-QUÍMICOS DE LOS EMBALSES
En los tres embalses se observó un comportamiento inverso entre la temperatura y la
concentración del oxígeno disuelto. Ello se encuentra dentro de lo esperado según las
propiedades físicas de solubilidad de los gases, pero también podría relacionarse con la
mayor respiración que ocurre en verano al aumentar la biomasa planctónica y el
metabolismo general del ecosistema (Figura 1.1).
No se observaron diferencias significativas en el oxígeno disuelto en el embalse Bonete
entre los años estudiados (p=0,2069). Sin embargo, se encontraron diferencias
significativas en los embalses Baygorria y Palmar. Baygorria presentó diferencias
(p=0,0022) entre los años 2012 (9,5 ± 1,7 mg.L-1) y 2015 (6,4 ± 0,6 mg.L-1); 2013 (10,0 ±
2,6 mg.L-1) y 2015 (p=0,0029) y 2014 (8,8 ± 1,5 mg.L-1) y 2015 (p=0,0373). En Palmar, las
diferencias observadas fueron entre los años 2012 (9,2 ± 1,7 mg.L-1) y 2015 (7,0 ± 0,8
mg.L-1) (p=0,0482) (Figura 1.1).
La conductividad de los embalses Bonete y Baygorria mostraron diferencias significativas
en los promedios anuales entre los años estudiados (p=0,0077 y p=0,0007
respectivamente), contrario a lo ocurrido en Palmar (p=0,1571). En Bonete las diferencias
ocurrieron entre los años 2012 y 2014 (p=0,0121) con un promedio anual de (87,3 ± 10,0
µs.cm-1) en 2012 y (76,8 ± 9,3 µs.cm-1) en 2014. En Baygorria se observaron diferencias
significativas entre los años 2012 (93,1 ± 8,3 µs.cm-1) y 2014 (75,6 ± 10,8 µs.cm-1)
(p=0,0005), y 2014 y 2015 (90,3 ± 7,3 µs.cm-1) (p=0,0847) (Figura 1.2). Estas diferencias
se explicarían por los mayores aportes hidrológicos ocurridos en 2014 respecto a los otros
años. La conductividad del agua de los ríos tributarios es menor a la que se registra en los
embalses, particularmente cuando el tiempo de residencia de éstos aumenta (Chalar et al.
2014).
No se observaron diferencias significativas en los valores de pH entre los años estudiados
en los embalses Bonete y Baygorria. En Palmar existieron diferencias entre los años 2012
y 2014, y 2014 y 2015. Los promedios anuales de pH en este embalse fueron (8,2 ± 0,8),
(7,4 ± 0,5) y (8,3 ± 0,5) para los años 2012, 2014 y 2015 respectivamente (Figura 1.3).
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Bonete
Se
t.11
En
e.1
2F
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2Ju
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Fe
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(ºC
)
4681012141618
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g.L
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Baygorria
Se
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T (
ºC)
4
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g.L
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Palmar
T OD
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Fecha
2
6
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T (
ºC)
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OD
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g.L
-1)
Figura 1.1 Variación de temperatura (T) y oxigeno disuelto (OD) en Bonete, Baygorria y Palmar entre setiembre de 2011 y marzo de 2015.
11
Bonete
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Feb
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5
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140K
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Baygorria
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Fecha
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60
80
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K (µS
.cm
-1)
Figura 1.2. Variación de la conductividad (K) en Bonete, Baygorria y Palmar entre setiembre de 2011 y marzo de 2015.
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Bonete
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3D
ic.1
3E
ne.1
4E
ne(2
).14
Feb
.14
Feb
(2).14
Mar
.14
Jul.1
4S
et.1
4D
ic.1
4E
ne.1
5E
ne(2
).15
Feb
.15
Feb
(2).15
Mar
.15
6,06,57,07,58,08,59,09,5
10,0
pH
Baygorria
Set.1
1E
ne.1
2
Feb.1
2
Mar.12
Jul.1
2
Oct
.12
Dic
.12
Ene.1
3
Feb.1
3
Mar.13
Jul.1
3
Set.1
3
Dic
.13
Ene.1
4
Feb.1
4M
ar.14
Jul.1
4
Set.1
4D
ic.1
4
Ene.1
5
Feb.1
5
Mar.15
6,06,57,07,58,08,59,09,5
10,0
pH
Palmar
Set
.11
Ene
.12
Feb
.12
Mar
.12
Jul.1
2
Oct
.12
Dic
.12
Ene
.13
Feb
.13
Mar
.13
Jul.1
3
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
Mar
.15
Fecha
6,0
6,5
7,0
7,5
8,0
8,5
9,0
9,5
10,0
pH
Figura 1.3. pH en Bonete, Baygorria y Palmar entre setiembre de 2011 y marzo de 2015.
13
En Bonete se observaron diferencias significativas en las medias anuales de sólidos
totales en suspensión de 2013 (8,0 ± 3,1 mg.L-1) y 2014 (6,87 ± 8,16 mg.L-1). Contrario a
esto, no ocurrieron diferencias significativas en este parámetro en Baygorria y Palmar en
los años estudiados (Figura 1.4). El porcentaje de materia orgánica varió
significativamente en el embalse Bonete entre los años 2012 y 2015, y 2013 y 2015. Los
promedios anuales en este embalse fueron en 2012 (46,9 ± 14,9 %), 2013 (46,7 ± 12,8
%), 2015 (67,1 ± 17,7 %). Por otra parte, en los embalses Baygorria y Palmar no se
observaron diferencias significativas en el porcentaje de materia orgánica entre los años
estudiados (Figura 1.4). En los embalses del río Negro la concentración de sólidos
suspendidos se encuentra relacionada con la biomasa de fitoplancton así aunque también
los aportes de los tributarios puede producir un aumento de la fracción inorgánica de los
sólidos totales.
14
Bonete
Set.1
1E
ne.1
2Feb
.12
Mar.12
Jul.1
2O
ct.1
2D
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2E
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Ene
.13
Feb(2
).13
Feb
.13
Mar.13
Jul.1
3S
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3D
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3E
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4E
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).14
Feb
.14
Feb(2
).14
Mar.14
Jul.1
4S
et.1
4D
ic.1
4E
ne.1
5E
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).15
Feb
.15
Feb(2
).15
Mar.15
0
10
20
30
40
50
60
STS
(m
g.L
-1)
0
20
40
60
80
100
MO
(%
)
Baygorria
Set.1
1E
ne.1
2Feb.1
2M
ar.1
2Ju
l.12
Oct
.12
Dic
.12
Ene.1
3Feb.1
3M
ar.1
3Ju
l.13
Set.1
3D
ic.1
3E
ne.1
4Feb.1
4M
ar.1
4Ju
l.14
Set.1
4D
ic.1
4E
ne.1
5Feb.1
5M
ar.1
5
0
10
20
30
40
50
60
STS
(m
g.L
-1)
0
20
40
60
80
100
MO
(%
)
Palmar
STS MO
Set.1
1Ene.1
2Feb.1
2M
ar.12
Jul.1
2O
ct.1
2D
ic.1
2Ene.1
3Feb.1
3M
ar.13
Jul.1
3Set.1
3D
ic.1
3Ene.1
4Feb.1
4M
ar.14
Jul.1
4Set.1
4D
ic.1
4Ene.1
5Feb.1
5M
ar.15
Fecha
0
10
20
30
40
50
60
STS (m
g.L
-1)
0
20
40
60
80
100M
O (%
)
Figura 1.4. Concentración de sólidos totales en suspensión (STS) y porcentaje de materia orgánica (MO) en Bonete, Baygorria y Palmar entre setiembre de 2011 y marzo 2015.
La concentración de fósforo total varió significativamente entre los años estudiados en los
tres embalses. En Bonete se observaron diferencias significativas entre 2012 (media
15
anual: 93,0 ± 14,9 µg.L-1) y 2015 (media anual: 78,9 ± 23,1 µg.L-1). En Baygorria las
diferencias ocurrieron entre los mismos años, siendo el promedio anual en 2012 (93,2 ±
14,3 µg.L-1) y en 2015 (72,7 ± 6,1 µg.L-1). En Palmar se observaron diferencias
significativas entre los años 2012 (140,7 ± 18,9 µg.L-1) y 2014 (114,9 ± 36,2 µg.L-1) (Figura
1.5).
La concentración de fósforo reactivo soluble en Bonete, al igual que el fósforo total, varió
significativamente entre los años 2012 y 2015 con promedios anuales de (58,5 ± 16,8
µg.L-1) en 2012 y (41,2 ± 11,1 µg.L-1) en 2015. En Baygorria se encontraron diferencias
significativas entre estos mismos años, variando entre (62,7 ± 13,1 µg.L-1) en 2012 y (46,8
± 10,6 µg.L-1) en 2015. Por el contrario, en Palmar no se observaron diferencias
significativas en la concentración de fosforo reactivo soluble entre los años estudiados
(Figura 1.5).
16
Bonete
Set.1
1E
ne.1
2Feb.1
2M
ar.12
Jul.1
2O
ct.1
2D
ic.1
2E
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Ene.1
3Feb(2
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Feb.1
3M
ar.13
Jul.1
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et.1
3D
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3E
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4E
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).14
Feb.1
4Feb(2
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Mar.14
Jul.1
4S
et.1
4D
ic.1
4E
ne.1
5E
ne(2
).15
Feb.1
5Feb(2
).15
Mar.15
050
100150200250300350400500550
Conce
ntraci
ón (µg.L
-1)
Baygorria
Set.1
1
Ene.1
2
Feb.1
2
Mar.12
Jul.1
2
Oct
.12
Dic
.12
Ene.1
3
Feb.1
3
Mar.13
Jul.1
3
Set.1
3
Dic
.13
Ene.1
4
Feb.1
4
Mar.14
Jul.1
4
Set.1
4
Dic
.14
Ene.1
5
Feb.1
5
Mar.15
050
100150200250300350500550
Conce
ntraci
ón (µg.L
-1)
Palmar
PT PO4
Set.1
1
Ene.1
2
Feb.1
2
Mar.12
Jul.1
2
Oct
.12
Dic
.12
Ene.1
3
Feb.1
3
Mar.13
Jul.1
3
Set.1
3
Dic
.13
Ene.1
4
Feb.1
4
Mar.14
Jul.1
4
Set.1
4
Dic
.14
Ene.1
5
Feb.1
5
Mar.15
Fecha
050
100150200250300350500550
Conce
ntraci
ón (µg.L
-1)
Figura 1.5. Concentración de fósforo total (PT) y fosfato (PO4) en Bonete, Baygorria y Palmar entre setiembre de 2011 y marzo de 2015.
17
En las Figura 1.6 se presenta la variación de nitrógeno total y nitratos durante el período
de estudio. No se observaron diferencias significativas en la concentración de nitrógeno
total entre los años estudiados en ninguno de los tres embalses (Figura 1.6).
La variación anual de los nutrientes en los embalses se encuentra relacionada con los
aportes por los tributarios y con los procesos de asimilación por los productores primarios.
Estos patrones se discuten más adelante al relacionar las variables bióticas abióticas.
18
Bonete
Set.1
1E
ne.1
2Feb.1
2M
ar.12
Jul.1
2O
ct.1
2D
ic.1
2E
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Ene.1
3Feb(2
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Feb.1
3M
ar.13
Jul.1
3S
et.1
3D
ic.1
3E
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4E
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Feb.1
4Feb(2
).14
Mar.14
Jul.1
4S
et.1
4D
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4E
ne.1
5E
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).15
Feb.1
5Feb(2
).15
Mar.15
0500
10001500200025003500400045005000
Conce
ntraci
ón (µg.L
-1)
Baygorria
Set.1
1
Ene.1
2
Feb.1
2
Mar.12
Jul.1
2
Oct
.12
Dic
.12
Ene.1
3
Feb.1
3
Mar.13
Jul.1
3
Set.1
3
Dic
.13
Ene.1
4
Feb.1
4
Mar.14
Jul.1
4
Set.1
4
Dic
.14
Ene.1
5
Feb.1
5
Mar.15
0
500
1000
1500
2000
2500
300045005000
Conce
ntraci
ón (µg.L
-1)
Palmar
NTNO3
Set.1
1E
ne.1
2Feb.1
2M
ar.12
Jul.1
2O
ct.1
2D
ic.1
2E
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3Feb.1
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Jul.1
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ic.1
3E
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4Feb.1
4M
ar.14
Jul.1
4S
et.1
4D
ic.1
4E
ne.1
5Feb.1
5M
ar.15
Fecha
0500
10001500200025003000400045005000
Conce
ntraci
ón (µg.L
-1)
Figura 1.6. Concentración de nitrógeno total (NT) y nitrato (NO3) en Bonete, Baygorria y Palmar entre setiembre de 2011 y marzo de 2015.
19
Se observaron variaciones significativas en la concentración de amonio en los tres
embalses. En Bonete las diferencias fueron observadas entre los años 2012 (50,6 ± 35,8
µg.L-1) y 2014 (14,7 ± 14,8 µg.L-1). En Baygorria se observaron variaciones significativas
entre los mismos años, con medias anuales de (47,1 ± 25,2 µg.L-1) en 2012 y (15,1 ± 11,1
µg.L-1) en 2014. En Palmar se observaron diferencias significativas en la concentración de
amonio entre los años 2012 y 2013, y 2012 y 2014. Las medias anuales de este
parámetro fueron (50,2 ± 37,9 µg.L-1), (18,2 ± 10,0 µg.L-1) y (15,1 ± 9,7 µg.L-1) para los
años 2012, 2013 y 2014 respectivamente (Figura 1.7).
No se observaron diferencias significativas en alcalinidad entre los años estudiados en
Bonete, Baygorria y Palmar. A su vez, los valores de dureza cálcica tampoco presentaron
variaciones significativas en los años estudiados (Figura 1.8).
20
Bonete
Set.1
1E
ne.1
2Feb.1
2M
ar.12
Jul.1
2O
ct.1
2D
ic.1
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Ene.1
3Feb(2
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Feb.1
3M
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Jul.1
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Feb.1
4Feb(2
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Mar.14
Jul.1
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4E
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Feb.1
5Feb(2
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Mar.15
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20406080
100120140160
NH
4 (µg.L
-1)
Baygorria
Set.1
1E
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2Feb.1
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Jul.1
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2E
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3Feb.1
3M
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Jul.1
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3E
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Jul.1
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4D
ic.1
4E
ne.1
5Feb.1
5M
ar.15
-200
20406080
100120140160
NH
4 (µg.L
-1)
Palmar
Set.1
1E
ne.1
2Feb.1
2M
ar.12
Jul.1
2O
ct.1
2D
ic.1
2E
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3Feb.1
3M
ar.13
Jul.1
3S
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3D
ic.1
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4Feb.1
4M
ar.14
Jul.1
4S
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4E
ne.1
5Feb.1
5M
ar.15
Fecha
-200
20406080
100120140160
NH
4 (µg.L
-1)
Figura 1.7. Concentración de amonio (NH4) en Bonete, Baygorria y Palmar entre setiembre de 2011 y marzo de 2015.
21
Bonete
Oct
.12
Dic
.12
Ene
.13
Feb
.13
Mar
.13
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
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.15
mg
CaC
O3
.L-1
0
20
40
60
80
100
120
140
Baygorria
Oct
.12
Dic
.12
Ene
.13
Feb
.13
Mar
.13
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
Mar
.15
mg
CaC
O3.
L-1
0
20
40
60
80
100
120
140
Palmar
Fecha
Oct
.12
Dic
.12
Ene
.13
Feb
.13
Mar
.13
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
Mar
.15
mg
CaC
O3.
L-1
0
20
40
60
80
100
120
140
Alcalinidad Dureza Ca
Figura 1.8. Variación de Alcalinidad y Dureza cálcica en Bonete, Baygorria y Palmar entre octubre de 2012 y marzo de 2015.
22
La concentración de sulfatos varió significativamente en el período estudiado en Bonete y
Baygorria, mientras que las variaciones mostradas en Palmar no fueron significativas
(Figura 1.9).
BoneteO
ct.1
2
Dic
.12
Ene
.13
Feb
.13
Mar
.13
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
Mar
.15
SO
4 (m
g.L-1
)
0
5
10
15
20
25
30
35
Baygorria
Oct
.12
Dic
.12
Ene
.13
Feb
.13
Mar
.13
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
Mar
.15
SO
4 (m
g.L-1
)
0
5
10
15
20
25
30
35
Palmar
Fecha
Oct
.12
Dic
.12
Ene
.13
Feb
.13
Mar
.13
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
Mar
.15
SO
4 (m
g.L-1
)
0
5
10
15
20
25
30
35
Figura 1.9. Concentración de Sulfato (SO4) en Bonete, Baygorria y Palmar entre octubre de 2012 y marzo de 2015.
23
A su vez, la concentración de sílice no mostró variaciones significativas entre los años
estudiados en Bonete, Baygorria y Palmar (Figura 1.10).
Bonete
Oct
.12
Dic
.12
Ene
.13
Feb
.13
Mar
.13
Jul.1
3
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
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.15
Mar
.15
SiO
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g.L-1
)
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
Baygorria
Oct
.12
Dic
.12
Ene
.13
Feb
.13
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.13
Jul.1
3
Set
.13
Dic
.13
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.14
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Mar
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Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
Mar
.15
SiO
3 (m
g.L-1
)
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
Palmar
Fecha
Oct
.12
Dic
.12
Ene
.13
Feb
.13
Mar
.13
Jul.1
3
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
Mar
.15
SiO
3 (m
g.L-1
)
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
Figura 1.10. Concentración de Sílice (SiO3) en Bonete, Baygorria y Palmar entre octubre de 2012 y marzo de 2015.
24
El índice de Langelier tampoco varió significativamente entre años en los tres embalses
(Figura 1.11). Se destaca el carácter agresivo del agua en los tres embalses en casi todo
el período.
BoneteO
ct.1
2
Dic
.12
Ene
.13
Feb
.13
Mar
.13
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
Mar
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Índi
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Baygorria
Oct
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Dic
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Ene
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Feb
.13
Mar
.13
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
Mar
.15
Índi
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e La
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ier
-3
-2
-1
0
1
Palm ar
Fecha
Oct
.12
Dic
.12
Ene
.13
Feb
.13
Mar
.13
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
Mar
.15
Índi
ce d
e La
ngel
ier
-3
-2
-1
0
1
Figura 1.11. Agresividad del agua medida a través del índice de Langelier, en Bonete, Baygorria y Palmar entre octubre de 2012 y marzo de 2015.
25
Los aportes hidrológicos medios estimados para los 10 días previos a cada muestreo,
variaron significativamente en los tres embalses entre los años 2012 y 2014, y 2013 y
2014. En el embalse Bonete, en los años 2012 (71,7 ± 88,8 Hm3.día-1) y 2013 (30,6 ± 22,1
Hm3.día-1) los aportes toles fueron significativamente menores que los ocurridos en el año
2014 (109,5 ±74,7 Hm3.día-1). En Baygorria se observó el mismo patrón, siendo el
promedio anual en 2012 (51,8 ± 31,7 Hm3.día-1) en 2013 (50,8 ± 20,1 Hm3.día-1) en 2014 (
93,7 ± 22,8 Hm3.día-1) En el embalse Palmar los aportes totales promedio fueron (87,7 ±
68,3 Hm3.día-1), (70,6 ±34,1 Hm3.día-1) y (196,3 ± 92,7 Hm3.día-1) para los años 2012,
2013 y 2014 respectivamente (Figura 1.12).
26
Bonete
Set.1
1Ene.1
2Feb.1
2M
ar.12
Jul.1
2O
ct.1
2D
ic.1
2Ene(2
).13
Ene.1
3Feb(2
).13
Feb.1
3M
ar.13
Jul.1
3Set.1
3D
ic.1
3Ene.1
4Ene(2
).14
Feb.1
4Feb(2
).14
Mar.14
Jul.1
4Set.1
4D
ic.1
4Ene.1
5Ene(2
).15
Feb.1
5Feb(2
).15
Mar.15
-2000
200400600800
1000120014001600180020002200
TR
(día
s)
-20
20
60
100
140
180
220
260
Ap. T
ot.
(Hm
3.d
ia-1)
Baygorria
Set.1
1E
ne.1
2Feb.1
2M
ar.12
Jul.1
2O
ct.1
2D
ic.1
2E
ne.1
3Feb.1
3M
ar.13
Jul.1
3S
et.1
3D
ic.1
3E
ne.1
4Feb.1
4M
ar.14
Jul.1
4S
et.1
4D
ic.1
4E
ne.1
5Feb.1
5M
ar.15
05
1015202530354045
TR
(día
s)
020406080100120140
Ap. T
ot.
(Hm
3.d
ía-1
)
Palmar
Set.1
1E
ne.1
2Feb.1
2M
ar.12
Jul.1
2O
ct.1
2D
ic.1
2E
ne.1
3Feb.1
3M
ar.13
Jul.1
3S
et.1
3D
ic.1
3E
ne.1
4Feb.1
4M
ar.14
Jul.1
4S
et.1
4D
ic.1
4E
ne.1
5Feb.1
5M
ar.15
Fecha
020406080
100120140160
TR
(día
s)
0
50
100
150
200
250
300
350
Ap. T
ot.
(Hm
3.d
ía-1
)
TRAp. Tot
Figura 1.12. Variación del tiempo de residencia (TR) y aportes totales (Ap. Tot.) en Bonete, Baygorria y Palmar entre setiembre de 2011 y marzo de 2015.
El tiempo de residencia varió significativamente en Bonete entre los años 2012 (447,9 ±
666,7 días) y 2014 (192,8 ± 214,8 días) y 2013 (419,9 ± 392,9 días) y 2014. De igual
forma, en el embalse Palmar el tiempo de residencia varió significativamente entre los
27
mismos años, observándose un promedio anual de (43,6 ± 23,2 días) en 2012, (50,5 ±
42,4 días) en 2013 y (18,7 ± 9,6 días) en el año 2014. Por el contrario, no se observaron
diferencias significativas de este parámetro en el embalse Baygorria durante el período
estudiado (Figura 1.12).
Si comparamos los promedios de las variables fisicoquímicas de este período (Tabla 1.1),
con los datos del período anterior (setiembre 2009 - junio 2011, Figura 1.13), se observa
poca variación de la concentración de nutrientes, confirmándose la tendencia de mayores
concentraciones de fósforo reactivo soluble (PRS) y fósforo total (PT) en el embalse
Palmar.
Tabla 1.1. Variables fisicoquímicas medidas en los embalses del río Negro Setiembre 2011 – Marzo 2015. N- número de datos, promedio ± desvío estándar, (mínimo – máximo). T-Temperatura, OD- oxígeno disuelto, Cond.- conductividad, NH4- Amonio, NO3- nitratos, PO4- fósforo reactivo soluble, PT- fósforo total, - Tr- tiempo de residencia
Parámetro N Bonete N Baygorria N Palmar
T (°C) 28 22,9 ± 5,2 (11,6 – 29,4) 21 22,5 ± 5,0
(11,5 - 29,2) 21 22,0 ± 5,0 (11,8 – 27,1)
OD (mg.L-1) 28 9,1 ± 2 (6,1 – 16,0) 20 9,0 ± 2,0
(5,6 – 14,5) 20 8,9 ± 2,3 (5,6 – 14,5)
pH 28 8,1 ± 0,7
(6,5 – 9,5) 22 7,8 ± 0,6
(6,6 – 9,3) 22 8,0 ± 0,7
(6,9 – 9,4)
Cond. (µS.cm-1) 28 82 ± 9 (60 - 97) 22 85 ± 13
(46 -102) 22 100 ± 18 (48 -134)
NH4 (µg.L-1) 28 31 ± 28 (2 - 132) 22 29 ± 22
(4 - 91) 22 29 ± 27 (2 -134)
NO3 (µg,L-1) 28 121 ± 67 (38 - 299) 22
143 ± 58 (41 - 241) 22
146 ± 87 (37 - 290)
NT (µg.L-1) 28 736 ± 525 (408 - 3270) 22 638 ± 155
(381 - 1020) 22 723 ± 272 (447 - 1585)
PO4 (µg.L-1) 28 51± 12 (31 - 83) 22 55 ± 11
(40 - 87) 22 79 ± 17 (37 - 119)
PT (µg.L-1) 28 91 ± 46 (65 - 314)
22 83 ± 17 (57 - 116)
22 124 ± 33 (84 - 206)
Clorofila (µg.L-1) 28 15 ± 31 (0 - 160) 22 7 ± 10
(0 - 38) 22 16 ± 27 (0 - 109)
Tr (días) 28 399 ± 484 (27 - 2000) 22 11 ± 8
(5 - 40) 22 38 ± 29 (10 - 140)
28
Figura 1.13. Valores de las variables fisicoquímicas en el períodod setiembre 2009 – Junio 2011. Tomado de Chalar et al. (2014).
.
29
FITOPLANCTON
Características generales del fitoplancton de los 3 embalses
Los embalses de Rincón del Bonete, Baygorria y Palmar presentaron similar composición
de grupos algales y de especies. Se registraron 129 taxones diferentes con abundancias
cuantificadas. Los taxones identificados se agruparon en las siguientes clases:
Chlorophyceae (45), Cyanobacteria (27), Bacillariophyceae (23), Cryptophyceae (12),
Euglenophyceae (11), Dinophyceae (3), Chrysophyceae (2), y 6 especies diferentes de
fitoflagelados (organismos flagelados móviles de taxonomía indeterminada).
Rincón del Bonete
Cianobacterias
Durante el período de estudio se cuantificaron 18 taxones, siendo el género Microcystis el
más abundante y el responsable de los picos de abundancias. La distribución de
cianobacterias se caracterizó por presentar elevadas abundancias entre los meses de
diciembre a marzo y escasa representación en el resto del año. Los mayores registros
ocurrieron en los veranos del 2013 y 2014. En enero de 2013 ocurrió el máximo de todo el
período de estudio (9,3x104 ± 4,4x104 cel.mL-1). De estos el 74,6% correspondieron a
Microcystis aeruginosa y 18,7% a M. wesenbergii. Otro pico importante de abundancia
ocurrió en marzo del mismo año (5,3x104 ± 7,4x104 cel.mL-1) en donde M. aeruginosa
alcanzó el 93% del total. Por su parte en el año 2014 la máxima abundancia sucedió en
febrero (8,8x104 cel.mL-1 ± 1,1x105 cel.mL-1) con un predominio de M. aeruginosa del
85,5%. En el restante muestreo de febrero la abundancia fue de (4,7x104 cel.ml-1 ±
4,8x104 cel.ml-1) de ellos el 77% correspondió a M. aeruginosa. Con respecto a la
biomasa, los picos máximos registrados ocurrieron en el 2013 tanto en enero (17,7 ± 7,8
mm3.L-1) como en marzo (10,3 ± 14,4 mm3.L-1) y también en los 2 muestreos de febrero
de 2014 (15,2 ± 20,2 mm3.L-1) y (10,1 ± 8,8 mm3.L-1) (Figura 2.1). No hubo diferencias
significativas en la biomasa de cianobacterias entre los diferentes años.
Fitoplancton eucariota
Los principales grupos que contribuyeron con la abundancia del fitoplancton eucariota
fueron las clases Cryptophyceae, Bacillariophyceae y Chlorophyceae. Las abundancias
30
fueron inferiores a la de las cianobacterias y al igual que estas los mayores registros
ocurrieron en los meses de verano. Los grupos que contribuyeron en forma significativa
con la abundancia general a lo largo del estudio fueron diatomeas de los géneros
Aulacoseira spp. y Nitzchia sp. (pequeña especie asociada a Microcystis aeruginosa),
Cryptomonas spp. (Cryptopheceae) y Volvox spp., (Volvovales:Chlorophyceae). La
máxima abundancia ocurrió en febrero de 2012, destacándose Cryptomonas ovata con
1,9x103 ± 2,7x103 cel.mL-1. Otras abundancias remarcables ocurrieron en enero de 2015,
Nitzchia sp. (854 ± 691 cel.mL-1) y en febrero del mismo año Volvox sp. (826±801 cel.mL-
1). La variación temporal de la biomasa de las clases más representativas se muestra
en las Figuras 2.2 y 2.3. El grupo con mayor aporte a la biomasa fue la clase
Cryptophyceae. EL pico máximo de biomasa registrado en el período de estudio ocurrió
en febrero de 2012 (2,5±3,4 mm3.L-1) de los cuales el 94% correspondió a C. ovata. Otro
registro destacable ocurrió en enero de 2015 con 1,2±1,5 mm3.L-1 en donde el 70%
perteneció a C. ovata. No hubo diferencias significativas de la biomasa de las clases entre
los diferentes años ni tampoco en la biomasa total fitoplanctónica. La concentración de
clorofila a se correlacionó positivamente tanto con la biomasa de cianobacterias como con
Fechas
Set
.11
Ene
.12
Feb
.12
Mar
12
Jul.1
2
Set
.12
Dic
.12
Ene
.13
Ene
(2).13
Feb
.13
Feb
(2).13
Mar
.13
Jul.1
3
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Ene
(2)1
4
Feb
.14
Feb
(2).14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Ene
(2).15
Feb
.15
Feb
(2).15
Mar
.15
Bio
volu
men
mm
3 .L-1
0
4
8
12
16
2025
30
35
40
l
Figura 2.1. Biovolumen (mm3.L-1) de cianobacterias (barra negra) y del total del fitoplancton (barra gris) del embalse de Rincón del Bonete, (valores promedio entre estación centro y brazo).
31
la biomasa fitoplanctónica total. Las máximas concentraciones se dieron en los meses de
verano debido al incremento de cianobacterias. La máxima de todo el período de estudio
ocurrió en febrero de 2014 (88 ± 101 µg.L-1) junto con enero de 2015 (41 ± 36 µg.L-1)
(Figura 2.4). No hubo diferencia significativas en la concentración de clorofila a entre los
distintos años.
Fechas
Set
.11
Ene
.12
Feb
.12
Mar
12
Jul.1
2
Set
.12
Dic
.12
Ene
.13
Ene
(2).13
Feb
.13
Feb
(2).13
Mar
.13
Jul.1
3
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Ene
(2)1
4
Feb
.14
Feb
(2).14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Ene
(2).15
Feb
.15
Feb
(2).15
Mar
.15
Bio
volu
men
mm
3.L-1
0,000,050,100,150,200,250,300,350,40
0,50
0,60
0,70
0,80
Figura 2.2. Biovolumen (mm3.L-1) de las clases Chlorophyceae (barra negra) y Bacillariophyceae (barra gris) del embalse de Rincón del Bonete, (valores promedio entre estación centro y brazo).
32
Fechas
Set
.11
Ene
.12
Feb
.12
Mar
12
Jul.1
2
Set
.12
Dic
.12
Ene
.13
Ene
(2).13
Feb
.13
Feb
(2).13
Mar
.13
Jul.1
3
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Ene
(2)1
4
Feb
.14
Feb
(2).14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Ene
(2).15
Feb
.15
Feb
(2).15
Mar
.15
Bio
volu
men
mm
3 .L-1
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
Figura 2.3 Biovolumen (mm3.L-1) de la clase Cryptophyceae del embalse de Rincón del Bonete, (valores promedio entre estación centro y brazo).
Fechas
Set
.11
Ene
.12
Feb
.12
Mar
12
Jul.1
2
Set
.12
Dic
.12
Ene
.13
Ene
(2).13
Feb
.13
Feb
(2).13
Mar
.13
Jul.1
3
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Ene
(2)1
4
Feb
.14
Feb
(2).14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Ene
(2).
15
Feb
.15
Feb
(2).15
Mar
.15
Clo
rofil
a a µ
g.L-1
0102030405060708090
100180182184186188190192194
Figura 2.4. Concentración de clorofila a (µg.L-1) del embalse de Rincón del Bonete, (valores promedio entre estación centro y brazo).
33
Baygorria
Cianobacterias
Durante el período de estudio se registraron 13 taxones diferentes con abundancia
cuantificada, siendo los géneros Microcystis y Dolichospermum los más abundantes. La
distribución de cianobacterias a lo largo del año fue similar al embalse de Bonete. Las
mayores abundancias en general se registraron en los meses de enero. En enero de 2013
se alcanzó la máxima abundancia de todo el período de estudio (1,0x105 ± 8,7x104
cel.mL-1) de los cuales 49% correspondieron a M. aeruginosa, 32% de Pseudanabaena
mucicola (pequeña cianobacteria asociada a las colonias de Microcystis spp.) y un 12 % a
M. wesenbergii. En el año 2014 la máxima fue de (2,7x104 ± 1,1x104 cel.mL-1) de los
cuales el 62% correspondieron a M. aeruginosa y el 18% a Dolichospermum spp. En
enero de 2012, la abundancia de cianobacterias fue de (6,2x103 ± 362 cel.mL-1) con un
83% M. wesenbergii y 24 % de D. crassum. Las biomasas máximas se registraron en
enero 2013 (5,4 ± 0,13 mm3.L-1) y enero 2014 (6,8 ± 3,6 mm3.L-1), (Figura 2.5). A pesar
que en enero de 2013 se registró la mayor abundancia de cianobacterias de todo el
período de estudio, la biomasa no fue la mayor. Esto se debió a la elevada abundancia de
P. mucicola que debido a su pequeño tamaño, tuvo poca contribución a la biomasa total.
No hubo diferencias significativas en la biomasa de cianobacterias entre los diferentes
años.
Fitoplancton eucariota
Al igual que en el embalse de Bonete las clases Cryptophyceae, Bacillariophyceae y
Chlorophyceae fueron las principales contribuyentes a la abundancia del fitoplancton
eucariota. Tal como ocurriera con las cianobacterias, las mayores abundancias se
registraron en los meses de verano. Los especies que contribuyeron en forma significativa
a la abundancia total a lo largo del estudio fueron principalmente de los géneros
Aulacoseira, Cryptomonas, Volvox, Eudorina y Nitzchia sp.. Las máximas abundancia
ocurrieron en marzo de 2013 (1,0x103 ± 1,1x103 cel.mL-1) con un 44% de Aulacoseira
angustissima y 34 % de Cryptomonas spp. En marzo de 2015 la máxima fue de (1,2x103 ±
562 cel.mL-1) con un predominio del 63% de Aulacoseira spp. Los principales picos de
biomasa ocurrieron en marzo de 2013 (1,5±1,6 mm3.L-1) y en enero de 2014 (1,3±1,4
34
mm3.L-1) en donde Euglena sp. representó el 82% del total, Figuras 2.6 y 2.7. No hubo
diferencias significativas en la biomasa de Chlorophyceae, Bacillariophyceae
Cryptophyceae, ni tampoco en la biomasa total fitoplanctónica entre los diferentes años.
Sin embargo la clase Euglenophycea mostró un incremento en su biomasa con
diferencias significativas en los años 2014 - 2015 respecto a los otros años. La
concentración de clorofila a se correlacionó positivamente con la biomasa de
cianobacterias y con la biomasa fitoplanctónica total. Las máximas concentraciones se
dieron en los meses de verano y en enero debido al incremento principalmente de
cianobacterias. La máxima de todo el período de estudio ocurrió en enero de 2013 (131 ±
132 µg.L-1) junto con enero de 2014 (28 ± 9 µg.L-1) y enero de 2012 (18,6 ± 17 µg.L-1)
(Figura 2.8). No hubo diferencia significativa en la concentración de clorofila a entre los
distintos años.
Fechas
Set
.11
Ene
.12
Feb
.12
Mar
.12
Jul.1
2
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.12
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.12
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Feb
.13
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.13
Jul.1
3
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.13
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.13
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4
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.14
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.15
Feb
.15
Mar
.15
Bio
volu
men
mm
3 .L-1
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,04,0
6,0
8,0
10,0
12,0
14,0
Figura 2.5. Biovolumen (mm3.L-1) de cianobacterias (barra negra) y del total del fitoplancton (barra gris) del embalse de Baygorria, (valores promedio entre estación centro y brazo).
35
Fechas
Set
.11
Ene
.12
Feb
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2
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Feb
.13
Mar
.13
Jul.1
3
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.13
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.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
Mar
.15
Bio
volu
men
mm
3 .L-1
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0,300,40
0,50
0,60
0,70
Figura 2.6. Biovolumen (mm3.L-1) de las clases Chlorophyceae (barra negra) y Bacillariophyceae (barra gris) del embalse de Baygorria, (valores promedio entre estación centro y brazo).
Fechas
Set
.11
Ene
.12
Feb
.12
Mar
.12
Jul.1
2
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.12
Ene
.13
Feb
.13
Mar
.13
Jul.1
3
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.13
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.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
Mar
.15
Bio
volu
men
mm
3 .L-1
0,00
0,05
0,10
0,15
1,00
2,00
3,00
Figura 2.7 Biovolumen (mm3.L-1) de la clase Cryptophyceae y Euglenophyceae en el embalse de Baygorria, (valores promedio entre estación centro y brazo).
36
Fechas
Set
.11
Ene
.12
Feb
.12
Mar
.12
Jul.1
2
Set
.12
Dic
.12
Ene
.13
Feb
.13
Mar
.13
Jul.1
3
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
Mar
.15
Clo
roifi
la a
µg.
L-1
0
10
20
30
40
120
160
200
240
280
Figura 2.8. Concentración de clorofila a (µg.L-1) del embalse de Baygorria, (valores promedio entre estación centro y brazo).
Palmar
Cianobacterias
Durante el período de estudio se registraron 15 taxones diferentes con abundancia
cuantificada, siendo los géneros Microcystis y Dolichospermum los más abundantes. La
distribución de cianobacterias a lo largo del año fue similar al resto de los embalses. Las
mayores abundancias se registraron en enero de 2012 (3,8x104 ± 1,1x104 cel.mL-1) con un
67% de M. wesenbergii y 33% de Dolichospermum spp. y en forma consecutiva entre
diciembre de 2012 y marzo de 2013. En ésta última se alcanzó el máximo registro del
embalse (1,26x105 ± 1,7X105 cel.mL-1) con un 87% de Microcystis sp. Otro pico importante
de abundancia ocurrió en diciembre de 2012 (5.3x104 ± 3,8x104 cel.mL-1), el 84%
perteneció a M. aeruginosa. En lo referente a la biomasa los picos máximos registrados
coinciden con los picos de abundancia destacándose los de enero 2012 (10±1,6 mm3.L-1)
diciembre 2012 (10 ± 7,4 mm3.L-1) y marzo 2013 (24,4 ± 32,7 mm3.L-1) (Figura 2.9). No
hubo diferencias significativas en la biomasa de cianobacterias entre los diferentes años
debido a la alta dispersión de los datos.
Fitoplancton eucariota
37
Al igual que en los embalse anteriores las clases Cryptophyceae, Bacillariophyceae y
Chlorophyceae fueron las principales contribuyentes con la abundancia del fitoplancton
eucariota, cuyos máximos estuvieron en los meses de verano. La mayor abundancia se
registró en marzo de 2013 (3,1x103 ± 2,8x103 cel.mL-1) con un 73% de NItzchia sp., 11%
de Pandorina morum (Volvocales:Chlorophycea) y 11% de E. elegans
(Volvocales:Chlorophyceae). Otra abundancia destacable ocurrió en febrero de 2014
(2,8x103 cel.mL-1), de los cuales el 79% correspondió a Nitzchia sp (Bacillariophyceae)
9,6% de Cryptomonas ovata (Cryptophyceae) y 10% Trachelomonas volvocina
(Euglenophyceae). La variación temporal de la biomasa de las clases más representativas
son mostradas en las Figuras 2.10 y 2.11. EL pico máximo de biomasa registrado en el
período de estudio ocurrió en febrero de 2014 (2 mm3.L-1) de los cuales el 70,5 %
correspondió a C. ovata. No hubo diferencias significativas en la biomasa de
Chlorophyceae, Bacillariophyceae, Cryptophyceae ni en la biomasa total fitoplanctónica
entre los diferentes años. La concentración de clorofila a sé correlacionó positivamente
con la biomasa de cianobacterias y con la biomasa fitoplanctónica total. Las máximas
concentraciones se dieron en los meses de verano. La máxima de todo el período de
estudio ocurrió en marzo de 2013 (137 ± 184 µg.L-1) junto con diciembre de 2012 (62 ± 66
µg.L-1) y febrero de 2014 (48,6 ± 34 µg.L-1) (Figura 2.12). No hubo diferencias
significativas de la concentración de clorofila a entre los distintos años.
Fechas
Set
.11
Ene
.12
Feb
.12
Mar
.12
Jul.1
2
Set
.12
Dic
.12
Ene
.13
Feb
.13
Mar
.13
Jul.1
3
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
Mar
.15
Bio
volu
men
mm
3 .L-1
02468
10121416182530354045505560
Figura 2.9. Biovolumen (mm3.L-1) de cianobacterias (barra negra) y del total del fitoplancton (barra gris) del embalse de Palmar, (valores promedio entre estación centro y brazo).
38
Fechas
Set
.11
Ene
.12
Feb
.12
Mar
.12
Jul.1
2
Set
.12
Dic
.12
Ene
.13
Feb
.13
Mar
.13
Jul.1
3
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
Mar
.15
Bio
volu
men
mm
3 .L-1
0,00
0,05
0,10
0,15
0,200,30
0,40
0,50
0,60
0,70
Figura 2.10. Biovolumen (mm3.L-1) de las clases Chlorophyceae (barra negra) y Bacillariophyceae (barra gris) del embalse de Palmar, (valores promedio entre estación centro y brazo).
Fechas
Set
.11
Ene
.12
Feb
.12
Mar
.12
Jul.1
2
Set
.12
Dic
.12
Ene
.13
Feb
.13
Mar
.13
Jul.1
3
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
Mar
.15
Bio
volu
men
mm
3 .L-1
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
Figura 2.11. Biovolumen (mm3.L-1) de la clase Cryptophyceae del embalse de Palmar, (valores promedio entre estación centro y brazo).
39
Fechas
Set
.11
Ene
.12
Feb
.12
Mar
.12
Jul.1
2
Set
.12
Dic
.12
Ene
.13
Feb
.13
Mar
.13
Jul.1
3
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
Mar
.15
Clo
rofil
a a µ
g.L-1
020406080
100120140300
310
320
330
Figura 2.12. Concentración de clorofila a (µg.L-1) del embalse de Palmar, (valores promedio entre estación centro y brazo).
Toxicidad algal
Los embalses presentaron diferentes grados de toxicidad según la concentración de
microcistina LR a lo largo del período de estudio, la misma estuvo asociada a los meses
de verano. El embalse que presentó la mayor cantidad de eventos de toxicidad a lo largo
del periodo de estudio fue Palmar. En este embalse en el 55% de los análisis se cuantificó
microcistina LR, mientras que en Bonete fue en un 40% y en Baygorria en un 30% de las
muestras. Las mayores toxicidades detectadas en el agua bruta ocurrieron en Palmar, en
marzo de 2013 (56,0 µg.L-1), en febrero de 2014 (27,6 µg.L-1) y en julio de 2013 (14 µg.L-1)
(Tabla 2.1).
40
Tabla 2.1. Concentración de microcistina LR (total) (µg.L-1) para los embalses de Bonete, Baygorria y Palmar agua bruta.
FECHAS BONETE BAYGORRIA PALMAR 01/2012 nc nc nc 02/2012 nc nc nc 03/2012 nc nc 2,41 07/2012 nc nc nc 09/2012 nc nc nc 12/2012 0,97 nc 0,74 01/2013 6,6 26 3,3 02/3013 nc nc 0,37 03/2013 nc 0,76 56,0 06/2013 nc nc 14,0 09/2013 nc nc nc 12/2013 16 7 nc 01/2014 0,48 0,60 4,58 02/2014 5,98 5,45 27,6 03/2014 1,17 nc nc 09/2014 nc nc nc 12/2014 nc nc nc 01/2015 0,31 nc 1,38 02/2015 0,71 0,77 1,9 03/2015 0,76 nc 0,25
La máxima toxicidad normalizada por unidad de biomasa (biovolúmen de Microcystis +
Dolichospermum expresado en mm-3), ocurrió en Palmar. La toxicidad máxima del
embalse fue de 85,4 µg.mm-3 en julio de 2012 siendo éste el mayor registro de los 3
embalses. Otras toxicidades elevadas ocurrieron en enero de 2015 (35,38 µg.mm-3) y en
marzo de 2013 (23,9 µg.mm-3). En el embalse de Baygorria por su parte las máximas
toxicidades ocurrieron en Enero 2013 (5,41 µg.mm-3) y en diciembre (9,87 µg.mm-3)
siendo ésta el máximo registro. Bonete fue el embalse que presentó menor toxicidad, el
máximo registro ocurrió en diciembre de 2013 (3,82 µg.mm-3) (Tabla 2.2). Es de destacar
que en algunos muestreos bajas biomasas de cianobacterias produjeron altas
concentraciones de la toxina, mientras que en otros con altas biomasas se obtuvieron
bajas concentraciones de microcistina. Algunos autores atribuyen este comportamiento a
que la producción de microcistina está ligada a la sucesión de cepas de diferentes
genotipos en donde cada uno expresa diferentes cantidades de la toxina (Rohrlack et al.,
2001; Carrillo et al., 2003). No se registró toxicidad para microcistina LR en el agua
potabilizada proveniente de las represas a lo largo del estudio.
41
Tabla 2.2. Concentración de microcistina LR (total) (µg.mm-3) normalizada por unidad de biomasa de (Microcystis spp - Dolichospermum spp.) y biomasa de cianobacterias potencialmente tóxicas (mm3.L-1) para los embalses de Bonete, Baygorria y Palmar.
Fecha Microcistina BONETE
Cianobacteria BONETE
Microcistina BAYGORRIA
Cianobacteria BAYGORRIA
Microcistina PALMAR
Cianobacteria PALMAR
01/2012 nc 0,73 nc 0,85 nc 6,07 02/2012 nc 0,73 nc 0,71 nc 1,60 03/2012 nc 0,50 nc 0,76 0,67 3,60 07/2012 nc 0,26 nc 0,16 nc 0,16 09/2012 nc 0 nc 0 nc 0 12/2012 0,96 1,00 nc 1,72 0,18 4,23
10/1/2013 0,92 3,8 31/1/2013 0,39 17 5,41 4,8 0,62 5,3 02/2013 nc 0,05
15/2/2013 nc 0,16 nc 0,12 0,03 11,03 03/2013 nc 0,14 3,3 0,23 1,17 47,5 06/2013 nc 0,003 nc 0,02 85,4 0,16 09/2013 nc 0 nc 0 nc 0 12/2013 3,82 4,18 9,87 0,71 nc 0,56 1/2014 0,5 1,40 1,08 4,24 0,30 1,59 2/2014 0,37 16,25 0,55 0,16 5,40 5,11 3/2014 0,54 2,17 nc 0,03 23,9 0,22
09/2014 nc 0 nc 0 nc 0,002 12/2014 nc 0,28 nc 0,07 nc 0,04 01/2015 0,19 1,63 nc 0,05 35,38 0,04 02/2015 1,60 0,44 0,59 1,3 1,036 1,83 03/2015 0,27 2,81 nc 0,59 0,41 0,61
Pigmentos fotosintéticos in situ
En los embalses se realizaron perfiles de pigmentos fotosintéticos clorofila a y ficocianina
y temperatura mediante un fluorómetro de campo sumergible. La detección de estos
pigmentos permitió determinar la distribución vertical del fitoplancton mediante clorofila a y
de cianobacterias en particular, mediante la ficocianina el cual es un pigmento exclusivo
de éstas. En la Tabla 2.3 se presentan los valores promedios de la zona fótica (z) (hasta
1,5 m de profundidad) de las variables ficocianina (URF), clorofila (URF), temperatura (°C)
medidas in situ con fluorómetro y de clorofila a (µg.L-1), biovolumen de fitoplancton total y
cianobacterias (mm3.L-1). Se registró una correlación positiva significativa entre estas
variables (Tabla 2.4). En general las correlaciones tuvieron un coeficiente de correlación
superior a 0,60 con excepción de la ficocianina con el biovolumen del fitoplancton total
que fue de 0,56 lo cual es esperable ya que éste se compone de grupos algales que no
42
presentan ficocianina. En lo referente al perfil de pigmentos se pudo determinar la
distribución vertical de ficocianina y clorofila así como la temperatura en la columna de
agua. Por ejemplo en el embalse de Bonete en marzo de 2014 tanto en la estación centro
como en el brazo se observó una estratificación térmica con formación de 3 estratos:
epilimnio, metalimnio (termóclina) e hipolimnio. Para el caso de la estación centro la
termóclina se ubicó entre los 2,5 y 4 m de profundidad mientras que en el brazo lo hizo
entre 5 – 6,5 m (Figura 2.13). La formación de un epilimnio de mayor temperatura y menor
densidad que el resto de la columna de agua permite a las algas permanecer un mayor
tiempo en zonas de mayor luminosidad evitando su rápido hundimiento beneficiando su
crecimiento. En este sentido las mayores concentraciones de pigmentos ocurrieron en
dicha zona reflejando una mayor abundancia de fitoplancton (Figura 2.13). Es de notar
que si bien hubo 0,8 ºC de diferencia entre el epilimnio y el hipolimnio esta escasa
variación de temperatura fue suficiente para la estratificación térmica del embalse. Sin
embargo ésta lábil estratificación probablemente desaparezca en las horas de la noche,
cuando la masa de agua de la superficie se enfría se hunde mezclando el agua de la
columna y uniformizando la temperatura. En el caso del embalse de Baygorria en el
mismo período de marzo se observó una mezcla vertical del agua tanto en la estación
centro como brazo aunque fue más notoria en el centro (Figura 2.14). La ausencia de
estratificación permitió la mezcla total de la columna de agua, como resultante el patrón
de pigmentos observado, se caracterizó por presentar diferentes picos de concentración a
diferentes profundidades, reflejando así una distribución aleatoria del fitoplancton en la
columna de agua (Figura 2.14). Similar situación se presentó en Palmar en la estación
centro en julio de 2014, en donde no hubo estratificación térmica resultando una
distribución aleatoria de los pigmentos (Figura 2.15).
43
Tabla 2.3. Valores promedios de la zona fótica (hasta 1.5 m de profundidad) de las variables medidas in situ con fluorómetro, clorofila a (µg.L-1) y biovolumen de fitoplancton total y cianobacterias (mm3.L-1). (BC = Bonete centro; BB = Bonete brazo; BYC = Baygorria centro; BYB = Baygorria brazo; PC = Palmar centro; PB = Palmar brazo)
Fecha Embalse Temp. (°C)
Clorofila (URF)
Ficocianina (URF)
Clorofila a (µg .L-1)
Fitoplancton total Cianobacterias
dic-13 BC 23,7 439,6 61,66 4,7 4,27 4,2 mar-14 BC 24,21 437,9 28,8 5,23 2,63 2,2 jul-14 BC 12,57 334,3 11,54 1,5 0,35 0,2 oct-14 BC 17,42 394,7 15,16 3,3 0,33 0 ene-15 BC 25,64 388,2 37,21 6,4 2,39 2,21 feb-15 BC 25,55 409,12 60,96 11,8 0,61 0,45 dic-13 BB 23,8 411,8 23,25 3,35 3,34 2,69 mar-14 BB 23,8 362,6 13,4 1,48 0,3 0,11 jul-14 BB 12,56 138 6,63 0,8 0,4 0,14
ene-15 BB 25,9 371,4 42,1 5,7 14 11,7 feb-15 BB 26,19 397,86 43,22 10,1 1,61 1,56 dic-13 BYC 24,6 434,9 66,3 1,59 0,24 0,21 mar-14 BYC 23,6 357,5 14,9 1,97 0,14 0,03 jul-14 BYC 13,06 281,49 15,05 1,30 0,02 0,005
sep-14 BYC 16,75 326,88 14,66 1,00 0,03 0,001 feb-15 BYC 26,66 430,25 36,76 8,90 1,94 1,81 dic-13 BYB 24,77 430,7 65,31 3,00 0,92 0,71 mar-14 BYB 23,4 338,7 14,5 2,47 0,39 0,09 jul-14 BYB 12,83 276,87 14,4 0,60 0,04 0,001
sep-14 BYB 17,02 272,52 18,25 0,50 0,13 0 feb-15 BYB 26,78 502,54 33,47 9,90 1,43 0,68 mar-14 PC 24,2 506 30,9 15,76 0,78 0,61 jul-14 PC 12,13 298,94 17,85 1 0,02 0
sep-14 PC 16,91 346,16 17,53 1,3 0,13 0,002 feb-15 PC 25,82 378,16 37,7 7,9 1,88 0,21 mar-14 PB 23,6 534,9 54,2 6,52 0,7 0,22 sep-14 PB 16,72 340,82 23,09 1 0,11 0,0001 feb-15 PB 25,23 312,75 49,98 13,8 1,11 1,29
Tabla 2.4. Matriz de correlación de Spearman (p < 0,05) entre las variables ficocianina, clorofila (URF; unidades relativas de fluorescencia) y temperatura (°C) medida in situ con fluorómetro y clorofila a (µg.L-1), fitoplancton (mm3.L-1) y cianobacterias (mm3.L-1). Datos corresponden al promedio de la zona fótica hasta 1.5 m de profundidad, n= 28.
Variables Ficocianina (URF)
Clorofila (URF)
Clorofila a (µg.L-1)
Fitoplancton (mm3.L-1)
Cianobacteria (mm3..L-1)
Temperatura (°C) 0,70 0,64 0,82 0,74 0,74 Ficocianina (URF) - 0,67 0,65 0,56 0,62 Clorofila (URF) - - 0,7 0,62 0,62 Clorofila a (µg.L-1) - - - 0,73 0,72
44
Temperatura (ºC)
23,2
23,4
23,6
23,8
24,0
24,2
24,4
Pro
fund
idad
(m
)
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
Bonete centro
Clorofila a (URF)
320
340
360
380
400
420
440
460
480
500
520
540
Ficocianina (UFR)
10 15 20 25 30 35 40
Bonete brazo
Temperatura (ºC)
23,0
23,2
23,4
23,6
23,8
24,0
Pro
fund
idad
(m
)
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
Clorofila a (URF)
320
330
340
350
360
370
380
Ficocianina (URF)0 5 10 15 20 25
Figura 2.13. Perfiles de temperatura (ºC), Ficocianina (URF) y Clorofila a (URF) del embalse de Bonete estación centro y brazo, marzo 2014. URF= (unidades relativas de fluorescencia)
45
Baygorria centro Temperatura ºC
23,0
23,5
24,0
24,5
25,0
Pro
fund
idad
(m
)0123456789
101112
Clorofila (URF)
300
320
340
360
380
400
Ficocianina (URF)
8 10 12 14 16 18 20 22
Temperatura (ºC)
23,3
0
23,3
5
23,4
0
23,4
5
23,5
0
23,5
5
Pro
fund
idad
(m
)
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Baygorria brazo
Ficocianina (URF)
0 10 20 30 40 50
Clorofila a (URF)
240
260
280
300
320
340
360
380
400
420
440
Figura 2.14. Perfiles de temperatura (ºC), Ficocianina (URF) y Clorofila a (URF) del embalse de Baygorria estación centro y brazo, marzo 2014. URF= (unidades relativas de fluorescencia)
Temperatura (°C)
12,1
0
12,1
2
12,1
4
12,1
6
12,1
8
12,2
0
Pro
fund
idad
(m
)
0
5
10
15
20
25
Ficocianina (URF)
13 14 15 16 17 18 19 20
Clorofila (UFC)
340
360
380
400
420
Figura 2.15. Perfiles de temperatura (ºC), Ficocianina (URF) y Clorofila a (URF) del embalse de Palmar estación centro, julio de 2014. URF= (unidades relativas de fluorescencia)
46
Los embalses mantuvieron una composición de clases fitoplanctónicas similar a las que
han sido reportadas para estos sistemas anteriormente (Bonilla, 1997, Pérez, 2002 e
informes anteriores presentados a la UTE) y para otros embalses del país, por ejemplo
Salto Grande, (De León y Chalar, 2003), Paso Severino (Arocena et al., 2012). La elevada
biomasa de cianobacterias de los géneros Microcystis y Dolichospermum que
predominaron en los embalses ponen de manifiesto la condición eutrófica de los mismo,
ya que las cianobacterias son indicadoras de eutrofización (Paerl, 1988). Las especies
que predominaron son consideradas potencialmente tóxicas como Microcystis aeruginosa,
M. wesenbergii y en ocasiones Dolichospermum cf pseudocompactum, D. crassum, D.
spiroides y D. circinalis. Estas especies de Dolichospermum pueden llegar a producir
anatoxina-a y en el caso de D. circinalis también saxitoxina (Chorus & Bartram, 1999) las
cuales no fueron determinadas en este estudio. Todos los embalses presentaron
poblaciones tóxicas de cianobacterias con diferentes grados de riesgo de ocasionar
problemas de salud, de acuerdo a los valores guía de WHO (1998). El grado de toxicidad
no estuvo relacionado con la abundancia de cianobacterias. En este sentido en julio de
2013 en el embalse de Palmar se registró la mayor toxicidad por biomasa de
cianobacterias de a pesar de haber una biomasa de cianobacterias muy baja. Por otro
lado en reiteradas ocasiones elevadas abundancias de cianobacterias no se detectó
toxicidad. Esto es debido a que la variación de toxinas ocurre en forma independiente de
los cambios en el tamaño de las poblaciones, por lo que diversos factores ambientales
(simultáneos) y genéticos determinarían la producción de la toxina por biomasa (Huisman
et al., 2005).
ZOOPLANCTON
La comunidad zooplanctónica de los embalses del río Negro estuvo compuesta
principalmente por rotíferos (de 70 µm a 400 µm), microcrustáceos (copépodos y
cladóceros, de algunas cientos de µm hasta 1cm), así como larvas de moluscos (de 100
µm a 250 µm). Durante el período de 5 años analizado (2011-2015), en términos de
biomasa los microcrustáceos (copépodos y cladóceros) fueron el grupo dominante en los
tres embalses del Río Negro. Los mayores valores de biomasa se registraron en Bonete
en donde los copépodos dominaron (50%) seguido por cladóceros (43%), mientras que en
Baygorria y Palmar los cladóceros fueron el grupo dominante con valores de 22 % y 32%
47
respectivamente. En la subclase copépoda predominó el orden Calanoida sobre el
Cyclopoida, no advirtiéndose la presencia de los Harpacticoida. El Phylum Rotifera estuvo
representado principlamente por los géneros Keratella, Conochilus, Synchaetta, Filinia,
Polyarthra, Euchlanis y Brachionus. Dentro del suborden Cladocera fueron predominantes
la familia Bosminidae, representada por Bosminopsis sp, Bosmina sp. y ejemplares de la
familia Sididae y Moinidae.
La biomasa total del zooplancton no presentó diferencias significativas entre años (Figura
3.1). Bonete (promedio 0,12 ± 0,06 mm3.L-1) y Palmar (promedio 0,11 ± 0,07 mm3.L-1)
fueron los embalses que presentaron valores más altos de biomasa y Baygorria los más
bajos (promedio 0,04 ± 0,03 mm3.L-1). Cabe señalar que los muestreos del año 2015
corresponden todos a los meses de verano, los cuáles coinciden con los máximos de
biomasa total.
Años12 13 14 15
Bio
volu
men
(m
m3 .L
-1)
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4BoneteBaygorriaPalmar
Figura 3.1. Variación interanual de la biomasa total del zooplancton (expresada como biovolumen) durante el período 2012-15.
La variación interanual de la biomasa de los principales grupos del zooplancton se puede
apreciar en la Figura 3.2, tanto cladóceros como copépodos fueron los grupos dominantes
en los tres embalses. En Bonete y Palmar, los cladóceros y los copépodos presentaron
sus máximos de biomasa en 2015, En Bonete, cladócera: 0,11 ± 0,04 mm3.L-1 y copépoda
0,08 ± 0,03 mm3.L-1 y en Palmar, cladócera: 0,09 ± 0,07 mm3.L-1 y copépoda 0,10 ± 0,07
mm3.L-1. En cambio en el embalse de Baygorria, a pesar de ser dominantes cladóceros y
copépodos en los años 2012, 2013 y 2014 en 2015 los rotíferos presentaron valores de
48
biomasa (0,03 ± 0,04 mm3.L-1) superiores a los microcrustáceos, dado principalmente por
Euchlanis dilatata (0,02 ± 0,02 mm3.L-1) y Brachionus calyciflorus (0,01 ± 0,02 mm3.L-1).
Rotifera Copepoda Cladocera Molusca
Bio
volu
men
(m
m3 .
L-1 )
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
0,18
2012 20132014 2015
BONETE
Rotifera Copepoda Cladocera Molusca0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
0,18BAYGORRIA
Bio
volu
men
(m
m3 .
L-1 )
Rotifera Copepoda Cladocera Molusca0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
0,18
2012 20132014 2015
2012 20132014 2015
Bio
volu
men
(m
m3 .
L-1 )
PALMAR
Figura 3.2. Variación interanual de la biomasa de los principales grupos del zooplancton (expresada como biovolumen) durante el período 2012-15.
En la Figura 3.3 se muestra la variación temporal de biomasa de zooplancton en Bonete.
Los máximos registros ocurrieron en setiembre de 2011 (0,4 ± 0,02 mm3.L-1), diciembre
2013 (0,5 ± 0,02 mm3.L-1) y enero de 2015 (0,34 ± 0,2 mm3.L-1). Estos máximos ocurrieron
como resultado de las elevadas abundancias de copépodos calanoides (Notodiaptomus
incompositus) y cladóceros (principalmente Moina minuta, Diaphanosoma fluviatile y
49
Bosminopsis deitersi) registradas en el embalse. La mínima biomasa zooplanctónica se
registró durante los meses de invierno.
Bio
volu
men
(m
m3 .
L-1 )
0,0
0,2
0,4
0,6
0,0
0,2
0,4
0,6
0,0
0,2
0,4
0,6
BONETEBiomasa Total
Copepoda
Cladocera
Bio
volu
men
(m
m3 .
L-1 )
Bio
volu
men
(m
m3 .
L-1 )
Set
.11
Ene
.12
Feb
.12
Mar
.12
Jul.1
2O
ct.1
2D
ic.1
2Ene
.13
Ene
.(2)
13Feb
.13
Feb
.(2)
13M
ar.1
3Ju
l.13
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Ene
.(2)
14Feb
.14
Feb
.(2)
14M
ar.1
4Ju
l.14
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Ene
.(2)
15Feb
.15
Feb
.(2)
15M
ar.1
5
0,00
0,01
0,02
0,03
0,04
0,05
Bio
volu
men
(m
m3 .
L-1 ) Rotifera
Fechas
Figura 3.3. Variación interanual de la biomasa total, biomasa de microcrustáceos y rotíferos* (expresada como biovolumen) en el embalse Bonete durante el período 2011-15. *Nota: Escala de rotíferos diferente.
Cabe señalar que la biomasa de rotíferos en Bonete fue un orden de magnitud menor a la
biomasa de microcrustáceos (Figura 3.3), sus máximos de biomasa se observaron
50
durante los meses de verano durante todo el período de estudio. La principales especies
que contribuyeron significativamente a la biomasa fueron Euchlanis dilatata y en menor
medida Brachionus calyciflorus.
Bio
volu
men
(m
m3 .
L-1 )
0,0
0,1
0,2
0,5
0,6 Biomasa Total
Bio
volu
men
(m
m3 .
L-1 )
0,0
0,1
0,2
0,5
0,6
Bio
volu
men
(m
m3 .
L-1 )
0,0
0,1
0,2
0,5
0,6
Copepoda
Cladocera
BAYGORRIA
Fechas
Set
.11
Ene
.12
Feb
.12
Mar
.12
Jul.1
2
Oct
.12
Dic
.12
Ene
.(2)
13
Feb
.(2)
13
Mar
.13
Jul.1
3
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Feb
.15
Mar
.15
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
Bio
volu
men
(m
m3 .
L-1 ) Rotifera
Figura 3.4. Variación interanual de la biomasa total, biomasa de microcrustáceos y rotíferos* (expresada como biovolumen) en el embalse Baygorria durante el período 2011-15. *Nota: Escala de rotíferos diferente.
51
En Baygorria, la variación temporal de biomasa de zooplancton, al igual que en Bonete,
mostró un claro comportamiento estacional, los máximos valores de biomasa se
registraron en los meses de verano y los mínimos en invierno (Figura 3.4). Los máximos
se registraron en diciembre 2012 (0,24 ± 0,29 mm3.L-1) y febrero 2015 (0,24 ± 0,26 mm3.L-
1). En diciembre, estos máximos fueron el resultado de elevados valores de biomasa de
microcrustáceos (principalmente N. incompositus) mientras que en febrero los máximos
fueron dados por rotíferos (E. dilatata y B. calyciflorus).
Biovo
lum
en (m
m3 .
L-1 )
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,6PALMAR
Biomasa Total
Biovo
lum
en (m
m3 .
L-1 )
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,6Copepoda
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,6
Biovo
lum
en (m
m3 .
L-1 )
Cladocera
Set
.11
Ene
.12
Mar
.12
Jul.1
2
Oct.1
2
Dic.1
2
Ene
.(2)
13
Feb
.(2)
13
Mar
.13
Jul.1
3
Set
.13
Dic.1
3
Ene
.14
Feb
.14
Mar
.14
Jul.1
4
Set
.14
Dic.1
4
Ene
.15
Feb
.15
Mar
.15
0,00
0,01
0,02
0,03
0,04
0,05
0,06
Biovo
lum
en (m
m3 .
L-1 )
Rotifera
Fechas
Figura 3.5. Variación interanual de la biomasa total, biomasa de microcrustáceos y rotíferos* (expresada como biovolumen) en el embalse Palmar durante el período 2011-15. *Nota: Escala de rotíferos diferente.
52
En la Figura 3.5 se muestra la variación temporal de biomasa de zooplancton de Palmar.
Al igual que los otros embalses los máximos se observaron en verano y mínimos en
invierno. En este embalse se observaron tres máximos uno en enero 2012 (0,8 ± 0,3
mm3.L-1), otro en diciembre del mismo año (0,6 ± 0,5 mm3.L-1) y uno en enero de 2015
(0,8 ± 0,8 mm3.L-1). Las especies que más contribuyeron fueron, el cladócero D. fluviatile
en enero 2012, mientras que en diciembre de 2012 y enero 2015 además de éste el
copépodo N. incompositus contribuyo de manera significativa. Al igual que en los otros
embalses, en Palmar la biomasa de rotíferos fue baja (un orden de magnitud) y sus
máximos se registraron en los meses de verano.
Bio
volu
men
(m
m3 .
L-1 )
0,000
0,005
0,010
0,015
0,020
0,025 BONETE
0,000
0,005
0,010
0,015
0,020
0,025
Set
.11
Ene
.12
Feb
.12
Mar
.12
Jul.1
2
Oct
.12
Dic
.12
Ene
.13
Ene
.(2)
13
Feb
.13
Feb
.(2)
13
Mar
.13
Jul.1
3
Set
.13
Dic
.13
Ene
.14
Ene
.(2)
14Feb
.14
Feb
.(2)
14M
ar.1
4
Jul.1
4Set
.14
Dic
.14
Ene
.15
Ene
.(2)
15Feb
.15
Feb
.(2)
15M
ar.1
5
0,000
0,005
0,010
0,015
0,020
0,025
Bio
volu
men
(m
m3 .L
-1)
Bio
volu
men
(m
m3 .L
-1)
Limnoperna fortunei
BAYGORRIA
PALMAR
Limnoperna fortunei
Limnoperna fortunei
Fechas
Figura 3.6. Variación interanual de la biomasa de Limnoperna fortunei (expresada como biovolumen) en los tres embalses del Río Negro durante el período 2011-15.
53
Limnoperna
En la Figura 3.6 se muestra la variación interanual de la biomasa de Limnoperna fortunei
(Mejillón dorado) en los tres embalses. En Bonete los máximos se registraron en
diciembre 2013 (0,003 ± 0,007 mm3.L-1) siendo éste el único pico conspicuo. En Baygorria
los máximos se registraron en marzo de 2012 (0,01 ± 0,007 mm3.L-1), que a su vez fueron
los más altos registrados en el período de estudio. En Palmar se observaron tres máximos
uno en marzo 2012 (0,005 ± 0,005 mm3.L-1), diciembre 2013 (0,007 ± 0,003 mm3.L-1) y
diciembre 2014 (0,009 ± 0,01 mm3.L-1).
Si comparamos la biomasa total promedio de los tres embalses se observa que Bonete es
el que tiene los valores de biomasa más bajos (0,0006 ± 0,0005 mm3.L-1), en cambio
Baygorria (0,01 ± 0,007 mm3.L-1) y Palmar (0,01 ± 0,001 mm3.L-1) presentan valores de
biomasa similares.
En el período analizado (Set-11 - Mar-15) la composición y estructura de la comunidad
zooplanctónica fue similar entre embalses, resultados éstos ya observados en estudios
anteriores en éste sistema (Chalar et al., 2014). Comparado con el período anterior (Set-
09 - Jun-11), la composición y estructura fue muy parecida, varío levemente en el número
de especies encontradas 42 taxas (Set-09 - Jun-11) y 38 (Set-11 - Mar-15). En cuanto a
su biomasa total (expresada como biovolumen) los valores promedio observados en éste
período fueron inferiores a los registrados en el período anterior. Los microcrustáceos
fueron los que mayor contribuyeron a la biomasa total resultados éstos iguales a los
encontrados en estudios anteriores en estos sistemas (Chalar et al., 2014).
Los rotíferos aumentaron su contribución a la biomasa un (9%) período actual y un (5%)
en el período anterior. En cambio los moluscos (L. fortunei) disminuyeron en un orden de
magnitud (0,001 ± 0,0004 mm3.L-1 (4,3%) período actual y 0,01 ± 0,008 mm3.L-1 (1,2 %)
anterior). Entre embalses se mantuvo la misma tendencia que lo observado en el período
anterior (Chalar et al., 2014) más biomasa de L. fortunei en Palmar que en Bonete y
Baygorria.
RELACIONES ENTRE LAS VARIABLES BIOTICAS Y ABIOTICAS EN LOS EMBALSES DEL RIO NEGRO
Los resultados de los análisis de componentes principales (ACP) de Bonete y Baygorria
mostraron agrupaciones de las variables fisicoquímicas y biológicas similares (Figuras 4.1
54
y 4.2). Correlacionados positivamente con el primer factor del ACP, se agruparon los
aportes hidrológicos y las formas inorgánicas de nitrógeno (NO3) y fósforo (PRS) y
condiciones de alta turbidez (altos valores del coeficiente de extinción de la luz; Kd). Ello
establece la importancia de la carga de nutrientes y sedimentos en suspensión
transportada por los ríos Tacuarembó y Negro; así como de la erogada por el propio
Bonete, principal tributario de Baygorria. Los mayores aportes ocurrieron en los meses de
invierno y primavera (Figura 1.12). Correlacionados negativamente al primer factor
encontramos la concentración de clorofila, el biovolúmen de cianobacterias y el
biovolúmen de rotíferos. El desarrollo de estas comunidades se vería favorecido por el
aumento del tiempo de residencia, el cual tiene un comportamiento inverso al de los
aportes, y por el aumento de la disponibilidad de luz. El proceso de fertilización ocurrido
en primavera y el establecimiento de una fase de agua clara que favorece la aparición de
floraciones de cianobacterias es similar al descrito para el embalse Salto Grande (Chalar,
2006; Chalar, 2009).
Las observaciones con mayor contribución negativa con el factor 1, corresponden a
muestreos realizados en presencia de floraciones de Microcystis auriginosa, junto con
elevadas abundancias de Microcystis wesenbergii, M. novacekii y diferentes especies de
Dolichospermun como D. pseudocompactum, D. crassum, D. spiroides y D. circinalis
(Figuras 2.1 y 2.5). Ambos géneros de cianobacterias tienen ventajas competitivas frente
a otras algas que las hacen ser más exitosas bajo ciertas condiciones. En este sentido
Microcystis spp tienen una alta Vmax de incorporación de fósforo así como una elevada
capacidad de almacenamiento del mismo (Kromkamp et al., 1989). Estas especies son
consideradas especialistas en el almacenamiento de fósforo a lo que se suma la
capacidad de regular la flotación, permitiéndole llegar a zonas profundas ricas en fósforo
cuando las concentraciones en el epilimnio son bajas (Ganf y Oliver 1982).
Dolichospermum por su parte es un género de cianobacterias que tiene la capacidad de
fijar N2 cuando las fuentes de nitrógeno inorgánico en el agua se han agotado lo que les
da una ventaja competitiva frente a otras microalgas incapaces de fijar N2. (Oliver y Ganf
2000).
También asociadas a la comunidad de cianobacterias se encontraron elevadas biomasas
de rotíferos con dominancia de la especie Euchlanis dilatata, y en menor medida
Brachionus calyciflorus. Euchlanis dilatata ha sido reportada en sistemas eutróficos
55
(Adamkiewicz-Chojnacka, 1988). Esta especie se alimenta de algas verdes y diatomeas
(Pourriot, 1977), así como de cianobacterias filamentosas (Gulati et al., 1993). De igual
forma, el género Brachionus se destaca como indicador de condiciones eutróficas
(Sládecek, 1983).
En Bonete el segundo factor se correlacionó positivamente con el NT y el PT y
negativamente con la biomasa de cladóceros y copépodos. Las concentraciones de PT y
NT son indicadores de directos del estado trófico de un cuerpo de agua, por lo cual los
resultados encontrados estarían indicando una preferencia de copépodos y cladóceros
por condiciones menos eutróficas. Las observaciones con mayor contribución negativa al
factor 2, correspondieron los meses diciembre de 2012, diciembre de 2013 y diciembre de
2014. En estos muestreos (Figuras 3.3 y 3.4), dominó la especie del copépodo calanoida:
Notodiaptomus incompositus, y los cladoceros Moina minuta, Diaphanosoma fluviatile,
Ceriodaphnia cornuta y Bosmina longirostris. Se ha observado que los órdenes de
copépodos planctónicos calanoida y cyclopoida presentan mayor adaptación a
condiciones de estabilidad ambiental y a condiciones mesotróficas u oligotróficas (Tundisi
et al., 1991).
Las abundancias elevadas de M. minuta y C. cornuta bajo estas condiciones pueden ser
explicadas por la gran adaptación a la disponibilidad de recursos alimenticios que
presentan (Ghidini et al., 2009). Estas especies se alimentan no sólo del fitoplancton, sino
también de detritos y bacterias (DeMott y Kerfoot., 1982, Dole-Olivier et al., 2000)
56
Bonete
PO4Clo Cian
Aportes
Rot
NO3
Kd
NT
PT
-1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0
Factor 1 : 29,50%
-1,0
-0,5
0,0
0,5
1,0
Fac
tor 2
: 19,
66%
PO4Clo Cian
Aportes
Rot
NO3
Kd
NT
PT
ClaCop
Figura 4.1. Análisis de componentes principales (ACP) entre las principales variables físico-químicas y biológicas para el embalse de Bonete. Se presentan los 2 primeros factores que explicaron el 49,2 % de la varianza. NO3- nitratos, PRS- fósforo reactivo, Aportes- aportes teóricos esperados promedio de los 10 días previos al muestreo, Kd- coeficiente de extinción de la luz, PT- fósforo total, NT- nitrógeno total, Cian- cianobacterias, Clo- clorofila a, Rot- rotíferos, Cla- cladóceros, Cop- copépodos.
PRS
57
Baygorria
NO3PO4
Clo
Aportes
Cian
Rot
CopCla
-1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0
Factor 1 : 28,65%
-1,0
-0,5
0,0
0,5
1,0
Fac
tor
2 : 1
7,97
%
NO3PO4
Clo
Aportes
Cian
Rot
CopCla
PTNT
Figura 4.2. Análisis de componentes principales (ACP) entre las principales variables físico-químicas y biológicas para el embalse de Baygorria. Se presentan los 2 primeros factores que explicaron el 46,6 % de la varianza. NO3- nitratos, PRS- fósforo reactivo, Aportes- aportes teóricos esperados promedio de los 10 días previos al muestreo, PT- fósforo total, NT- nitrógeno total, Cian- cianobacterias, Clo- clorofila a, Rot- rotíferos, Cla- cladóceros, Cop- copépodos.
En el embalse Palmar (4.3), los resultados muestran agrupamientos diferentes a los de
Bonete y Baygorria. Los aportes hidrológicos y los NO3 se correlacionaron positivamente
con el factor 1, no así la concentración de PRS ni el coeficiente de extinción de la luz. La
magnitud de los aportes a Palmar depende fundamentalmente del caudal erogado por
Baygorria, que mayoritariamente proviene de Bonete y, en una proporción entre 15 y 20%,
del caudal que aporta el Río Yí. Por ello la variable Aportes, estaría más vinculada a las
características del agua proveniente de los embalses previos y los procesos que en ellos
ocurren. El embalse Bonete, debido a su gran superficie, volumen y tiempo de residencia
medio, actúa como una trampa de estos materiales y desde el punto de vista biológico,
como un gran productor de biomasa de fitoplancton y zooplancton. Según lo estimado en
el informe anterior (Chalar et al., 2012), en el período de setiembre 2009 a julio 2011,
Bonete retuvo en media el 13% del PRS ingresado al embalse y 30% del PT. Por el
PRS
58
contrario, el embalse Baygorria tiene un volumen y un tiempo de residencia medio
pequeño, por lo cual su funcionamiento depende del manejo de la presa de Bonete
(caudales turbinados y vertidos), funcionando en forma acoplada y similar a Bonete, como
indican los resultados descriptos anteriormente. Lo antedicho explica que Palmar
presente una mayor transparencia y que el Kd no se asocie a los aportes. Las
observaciones más correlacionadas con el factor 1, correspondieron principalmente a los
meses de invierno y primavera (Figuras 1.6 y 1.12) . Correlacionadas negativamente con
este factor se encuentran la biomasa de rotíferos y cianobacterias, la concentración de
clorofila y la biomasa de cladóceros y copépodos. Estos organismos se verían favorecidos
al igual que en Bonete y Baygorria por el aumento del tiempo de residencia y por las
condiciones de estabilidad de la columna de agua. Durante los muestreos más
correlacionados negativamente con este factor (marzo de 2012, diciembre de 2012, enero
de 2015, febrero de 2015 y marzo de 2015), la comunidad de cianobacterias estuvo
representada por Microcystis aeruginosa, M. wesenbergii, Dolichospermum crassum y D.
spiroides. Mientras que la comunidad de rotíferos estuvo dominada por la especie
Euchlanis dilatata. El segundo factor se correlacionó negativamente con el NT, PT, PRS y
el coeficiente de extinción de la luz. Estas variables hacen suponer un aporte de dichos
nutrientes junto a materiales en suspensión y disueltos coloreados que provocan altos
valores de Kd. Si bien las variables seleccionadas para realizar el ACP no aportan mayor
información a este respecto, podríamos suponer que este agrupamiento de variables se
relaciona con los aportes provenientes por el Río Yí. Los resultados descriptos para el Río
Yí, indicaron concentraciones de nutrientes significativamente más altas que la de los
otros tributarios estudiados siendo casi el doble que la concentración de nutrientes de los
aportes de Baygorria. Esta hipótesis se refuerza con el hecho de que las observaciones
más correlacionadas negativamente con este factor correspondieron a muestreos
realizados posteriormente o durante altos caudales del Río Yí (julio de 2012 y agosto
2013, Figura R. 1). Las variables con mayor correlación positiva con el factor 2, fueron la
biomasa de copépodos y la de cladóceros, ambas en forma negativa con los nutrientes
señalados anteriormente. Por lo tanto al igual que en Bonete y Baygorria, estos grupos se
asociaron a condiciones menos eutróficas.
59
Palmar
NO3
PO4
Clo
Aportes
Rot
Cop
-1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0
Factor 1 : 31,36%
-1,0
-0,5
0,0
0,5
1,0
Fac
tor
2 :
22,6
4%
NO3
PO4
Clo
Aportes
Rot
Cop
Cian
Cla
PT
NT
Kd
Figura 4.3. Análisis de componentes principales (ACP) entre las principales variables físico-químicas y biológicas para el embalse de Palmar. Se presentan los 2 primeros factores que explicaron el 54 % de la varianza. NO3- nitratos, PRS- fósforo reactivo, Aportes- aportes teóricos esperados promedio de los 10 días previos al muestreo, Kd- coeficiente de extinción de la luz, PT- fósforo total, NT- nitrógeno total, Cian- cianobacterias, Clo- clorofila a, Rot- rotíferos, Cla- cladóceros, Cop- copépodos.
CONCLUSIONES
Durante el período de estudio se observó una alta variabilidad de los caudales de los ríos
tributarios estudiados y con ella en los aportes de nutrientes a los embalses.
De los ríos estudiados, en el Yí se registraron las mayores concentraciones de fósforo
total y fósofro reactivo soluble, mientras que en el Río Salsipuedes se observaron los
menores valores de concentración de éstos.
PRS
60
La concentración media de los nutrientes en los embalses estudiados en este período
(2011-2015), se mantuvo dentro de los valores reportados previamente (2009-2011),
confirmándose los mayores registros medios de fósforo reactivo soluble y fósforo total en
el embalse Palmar.
En Bonete los aportes de los ríos Negro y Tacuarembó se asociaron con las mayores
concentraciones de nutrientes en el embalse.
En Baygorria las mayores concentraciones se relacionaron con los caudales erogados
por Bonete, mientras que en Palmar, además de los aportes provenientes de Baygorria,
los aportados por el Río Yí representan un ingreso extra de nutrientes muy relevante.
Si en primavera se producen lluvias asociadas al aumento de los caudales de los ríos,
junto a los cuales ingresan altas cantidades de nutrientes a los embalses y en el verano
siguiente a dichos aportes, aumenta el tiempo de residencia del agua de los embalses, se
verán favorecidos los procesos que conducen la estabilidad de la columna de agua y al
establecimiento de fases de agua clara, lo cual crea las condiciones ideales para el rápido
crecimiento de cianobacterias y a la aparición de floraciones. Dentro de los principales
procesos destacamos, aumento de la temperatura, formación de estratificaciones
verticales temporarias de la columna de agua, sedimentación de partículas y aumento de
la transparencia del agua.
La cuenca del Río Yí representa una contribución importante de fósforo reactivo soluble y
fósforo total al embalse Palmar.
De un total de 28 muestreos realizados en Bonete se detectó toxicidad en el 40% de los
mismos, mientras que en Baygorria se detectó en el 30% de los muestreos (total de
muestreos = 22). En el año 2012 no se detectó toxicidad en Bonete ni en Baygorria. En
estos embalses, los mínimos aportes previos a los veranos se registraron en la primavera
de 2011, lo cual se relacionó con las mínimas biomasas de fitoplancton analizadas en
todo el período. Ni en Bonete, ni en Baygorria se registró toxicidad producida por
Microcistina LR en los meses de verano de 2012.
61
En Palmar se detectó toxicidad en el 55% de las muestras de los embalses (total de
muestras = 22). En este embalse se detectó toxicidad en todos los veranos (incluido
2012)
De acuerdo a los resultados obtenidos en los análisis de componentes principales, las
especies de rotíferos, Euchlanis dilatata y Brachionus calyciflorus se asociaron a las
floraciones de cianobacterias. Estas especies responderían favorablemente a condiciones
eutróficas. En cambio las mayores biomasas de cladóceros y copépodos se asociaron a
condiciones de menor concentración de nutrientes y menor biomasa de cianobacterias por
lo cual la biomasa y diversidad de estos grupos indicarían condiciones oligo-mesotróficas.
Los moluscos (L. fortunei) disminuyeron en un orden de magnitud en el período actual
(0,001 ± 0,0004 mm3.L-1) comparado con el período anterior (0,01 ± 0,008 mm3.L-1 ). Entre
embalses se mantuvo la misma tendencia que lo observado en el período anterior, mayor
biomasa de L. fortunei en Palmar que en Bonete y Baygorria.
El empleo del fluorómetro resultó una herramienta muy importante, que permitió
determinar in situ la distribución vertical de pigmentos fotosintéticos de la comunidad
fitoplanctónica. Los pigmentos medidos in situ y los análisis en laboratorio de clorofila a y
biovolúmen de cianobacterias y fitoplancton en general, tuvieron una buena correlación
positiva lo que indicaría la utilidad del fluorómetro en el monitoreo de los embalses.
RECOMENDACIONES
La carga de nutrientes a los embalses es el factor que desencadena el proceso de
eutrofización de los embalses, las floraciones de cianobacterias y el consecuente
deterioro de la calidad del agua, con una alta probabilidad de que en verano existan
elevados valores de toxicidad en el agua.
62
Dado que dichos aportes dependen de varios procesos, muchos de los cuales ocurren en
los ecosistemas terrestres de las cuencas de drenaje, es imprescindible tomar medidas a
este nivel. Dentro de ellas, el control de los aportes difusos y puntuales es muy relevante.
El tratamiento de los residuos domésticos e industriales hasta un nivel terciario en toda la
cuenca es una medida de gran urgencia e importancia.
Teniendo en cuenta que la cuenca del Río Negro presenta una intensa actividad agrícola,
forestal y ganadera es fundamental tomar medidas de control de los aportes difusos
provenientes de estas actividades. Es destacable la importancia de la disminución del uso
de fertilizantes y del control de la erosión de los suelos.
Asimismo la protección, recuperación y restauración de zonas de amortiguación como
bosques ribereños y humedales, pueden ayudar a disminuir la entrada de contaminantes
y nutrientes al ecosistema acuático.
De la misma forma la restricción del ingreso de animales a los cursos de agua ya sea para
beber agua u otros fines es muy importante. Esta medida tendería a detener los procesos
de erosión de las orillas, el pisoteo de los canales fluviales y el aporte directo de los
excrementos.
Dado que la entrada de nutrientes ocurre fundamentalmente junto con el agua de drenaje
de la cuenca, primaveras y veranos secos, bajo influencia de La Niña, serían según
nuestro modelo menos favorables para la ocurrencia de floraciones mientras que
primaveras y veranos más húmedos influenciados por el fenómeno de El Niño, serían más
favorables para el desarrollo de floraciones.
El tiempo de residencia del agua sería un factor clave desde el punto de vista del manejo
del ambiente y plausible de realizar. La disminución de éste en un embalse podría actuar
como un disturbio que ocasione pérdida de biomasa de cianobacterias y que a su vez
favorezca el desarrollo de otros grupos fitoplanctónicos no tóxicos. Cabe decir que este
pulso erogado puede representar una entrada de nutrientes y cianobacterias al embalse
aguas abajo, por lo cual habría que determinar los caudales adecuados y el manejo
adecuado en cadena para los tres embalses en forma simultánea.
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La definición de caudales ecológicos que simulen los pulsos naturales previos a la
construcción de los embalses tendría que formar parte del manejo ya que puede contribuir
significativamente a la disminución de las floraciones algales, favorecer las especies de
peces migradoras y a recuperar las funciones de las zonas ribereñas de los embalses y
tramos de río.
La construcción de estructuras que permitan la circulación de los peces aguas arriba de
las presas también debería estudiarse.
En la temporada de verano se observó en los embalses de Baygorria y Palmar la
presencia de bañistas en zonas de floraciones. Desde hace varias temporadas las
Comunas de Montevideo y Canelones, utilizan la bandera sanitaria para alertar a los
bañistas sobre los riesgos potenciales de bañarse en aguas con floraciones algales. Esta
práctica debería instrumentarse en las zonas de recreación de los embalses. Asimismo
sería conveniente alertar e informar a la población de los perjuicios de tomar baños en
dichas zonas
También es necesario determinar periódicamente la concentración de microcistina en
peces de consumo humano ya que existe un alto riesgo de que los mismos concentren
esta toxina y sea transferida a los consumidores, con consecuencias negativas a la salud.
Dada la presencia de diferentes especies de Dolichospermum en los embalses sería
importante determinar la concentración de otras toxinas como saxitoxina y anatoxina en
el agua.
En relación a la mitigación de los problemas ocasionados por la colonización Limnoperna
de tuberías, cámaras y estructuras sumergidas, consideramos que es necesario
desarrollar un plan de investigación y manejo conjunto para determinar la magnitud del
problema y proponer acciones concretas de control.
64
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Anexo 1
GLOSARIO
Biomasa. Peso del material vivo de cierto grupo biológico, expresado por unidad de área o volumen.
Biovolumen. Expresión del volumen que ocupa la biomasa de los organismos, se calcula generalmente utilizando formulas geométricas sencillas.
Carga. Cantidad de nutrientes aportados a un cuerpo de agua o presentes en el sistema en un tiempo dado por unidad de área (ej: kg de nitrógeno por año, kg de fósforo por metro cuadrado).
Cianobacterias. Grupo de microorganismos fotosintéticos. Poseen estructuras de tipo bacteriano (procariotas), pero poseen además clorofila a y una fotosíntesis similar a algas y plantas superiores. Pueden producir toxinas peligrosas para animales y seres humanos.
Cladóceros. Grupo de crustáceos de pocos mm de largo, que se alimentan filtrando partículas del agua (principalmente fitoplancton). También llamados “pulgas de agua”. El género mejor conocido es Daphnia.
Clorofila a. El pigmento fotosintético más importante de algas y plantas. Generalmente se usa como una medida indirecta de biomasa del fitoplancton.
Coeficiente de extinción de la luz (Kd). Medida relativa de la disminución de la luz con la profundidad (m-1). Valores mayores a 2 corresponden a sistemas turbios.
Conductividad. Medida del contenido total de sales disueltos en el agua, lo cual se refleja en su capacidad para conducir la electricidad
Copépodos. Grupo de crustáceos de pocos mm de largo, más diversos en el océano que en el agua dulce. Algunas especies se alimentan filtrando pequeñas partículas, otras atrapan partículas mayores como pequeños animales. Poseen seis estadíos larvales (nauplios) y cinco estadíos juveniles (copepoditos), antes de convertirse en adultos sexualmente maduros (estadío doce).
Diatomeas. Grupo fitoplanctónico. Algas marrones o amarillentas muy comunes en aguas naturales. Las paredes de sus células están compuestas por silicatos polimerizados. Este
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grupo está muy bien estudiado, ya que por su conservación en el sedimento (fósiles) es utilizado para interpretar cambios ocurridos en el pasado de los ambientes acuáticos.
Disco de Secchi. Disco plano y circular de color blanco y negro que se utiliza para medir visualmente la transparencia de la columna de agua, de acuerdo a la profundidad en que ya no es visible desde la superficie.
Estado trófico. Grado de fertilidad o productividad de un lago u otro ecosistema.
Eutrófico. Término utilizado para aquellos sistemas que presentan una alta fertilidad o productividad.
Eutrofización. Proceso de aumento en la entrada de nutrientes a un sistema acuático, generalmente nitrógeno y fósforo, aumentando la productividad de las comunidades y provocando cambios en su estructura. Puede ocurrir de forma natural o más usualmente por un enriquecimiento acelerado en nutrientes a partir de actividades antrópicas.
Fitoplancton. Organismos fotosintéticos microscópicos (microalgas) que se encuentran suspendidos en las aguas naturales. Contienen clorofila a y otros pigmentos accesorios que les dan colores característicos. Se mantienen en suspensión por las corrientes generadas por el viento, por la presencia de flagelos en ciertas especies y por mecanismos de flotación.
Floración. Aumento rápido de la densidad de microalgas en un cuerpo de agua.
Nutrientes. Compuestos químicos utilizados por los organismos en los procesos de síntesis de materia orgánica. En este trabajo se refiere a compuestos como el nitrógeno, el fósforo y sílice, los cuales generalmente son escasos en sus formas asimilables.
pH. Medida de la acidez del agua, medida en una escala de 0 a 14. Cuanto menor es el valor de pH, mayor es la acidez.
Plancton. Comunidad de organismos microscópicos de la columna de agua con poco o nulo movimiento respecto de la masa de agua. Abarca al zooplancton y al fitoplancton.
Fósforo Reactivo Soluble (PRS). Fracción disuelta del fósforo total biodisponible para los organismos.
Rotíferos. Grupo de animales pequeños del zooplancton, multicelulares, que se alimentan de pequeñas partículas del agua, atrayéndolas mediante corrientes de agua creadas por una corona de cilios cuyos movimientos semejan a un rotor.
Turbidez. Medida del grado en que las partículas suspendidas reducen la penetración de la luz en la columna de agua.
Zooplancton. Comunidad de invertebrados que habitan la columna de agua, con capacidad de movimiento, pero escasa respecto a la masa de agua (incluye protozoarios, rotíferos, copépodos y cladóceros).
